arbete och hälsa | vetenskaplig skriftserie isbn 91-7045-733-6 issn 0346-7821 a nr 2004:16 Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden 25 Kriteriegruppen för hygieniska gränsvärden Ed. Johan Montelius ARBETE OCH HÄLSA Redaktör: Staffan Marklund Redaktion: Marita Christmansson, Birgitta Meding, Bo Melin och Ewa Wigaeus Tornqvist © Arbetslivsinstitutet & författare 2005 Arbetslivsinstitutet, 113 91 Stockholm ISBN 91–7045–733–6 ISSN 0346–7821 http://www.arbetslivsinstitutet.se/ Tryckt hos Elanders Gotab, Stockholm Arbete och Hälsa Arbete och Hälsa är en av Arbetslivsinstitutets vetenskapliga skriftserier. Serien innehåller arbeten av såväl institutets egna medarbetare som andra forskare inom och utom landet. I Arbete och Hälsa publiceras vetenskapliga originalarbeten, doktors- avhandlingar, kriteriedokument och litteratur- översikter. Arbete och Hälsa har en bred målgrupp och ser gärna artiklar inom skilda områden. Språket är i första hand engelska, men även svenska manus är välkomna. Instruktioner och mall för utformning av manus finns att hämta på Arbetslivsinstitutets hemsida http://www.arbetslivsinstitutet.se/ Där finns också sammanfattningar på svenska och engelska samt rapporter i fulltext tillgängliga från och med 1997 års utgivning. Förord Kriteriegruppen för hygieniska gränsvärden vid Arbetslivsinstitutet har till uppgift att ta fram och värdera tillgängliga data vilka kan användas som vetenskapligt (främst medicinskt-toxikologiskt) underlag för Arbetsmiljöverkets förslag till hygieniska gränsvärden. I de flesta fall sker framtagandet av underlag på beställning av Arbets- miljöverket. Kriteriegruppen skall inte föreslå något gränsvärde men så långt möjligt ange dos-respons- resp. dos-effekt-samband samt ange den kritiska effekten vid expo- nering i arbetsmiljö. Sökning av litteratur sker med hjälp av olika databaser som t.ex. RTECS, Toxline, Medline, Cancerlit, Nioshtic och Riskline. Därutöver används information i befintliga kriteriedokument från t.ex. WHO, EU, US NIOSH, den Nederländska expertkommittén samt den Nordiska Expertgruppen. I några fall tar Kriteriegruppen fram egna kriterie- dokument, ofta i samarbete med US NIOSH eller den Nederländska expertkommittén. Bedömningar görs av all relevant publicerad originallitteratur som återfunnits vid datasökning och i kriteriedokument. I undantagsfall används information från handböcker och "svåråtkomliga" dokument som t.ex. rapporter från US NIOSH och US EPA. Utkast till underlag skrivs vid Kriteriegruppens sekretariat eller av forskare utsedd av sekret- ariatet. Författaren till utkast framgår av innehållsförteckningen. Vid bedömningen av det vetenskapliga underlaget kvalitetsgranskas informationen i referenserna. I en del fall kan arbeten uteslutas ur underlaget om de inte uppfyller vissa kriterier. I andra fall kan de inkluderas med kommentaren att de bedöms icke vara användbara som underlag. Efter diskussion av utkasten vid Kriteriegruppens möten godkänns de och antages som Kriteriegruppens vetenskapliga underlag (consensus). Underlagen tillställes Arbets- miljöverket. Detta är den 25:e omgången underlag som publiceras och de har godkänts i Kriteriegruppen under perioden juli 2003 till och med juni 2004. Dessa och tidigare publicerade underlag redovisas i bilaga (sid 115). Johan Högberg Johan Montelius Ordförande Sekreterare Kriteriegruppen har följande sammansättning (juni 2004) Maria Albin Yrkes- och Miljömedicin, Universitetssjukhuset, Lund Anders Boman Yrkes- och Miljödermatologi, Norrbacka, Stockholm Christer Edling Arbets- och Miljömedicin, Akademiska sjukhuset, Uppsala Per Eriksson Instutitionen för Evolutionsbiologi, Uppsala Universitet Sten Flodström Kemikalieinspektionen Lars Erik Folkesson Metallindustriarbetareförbundet Sten Gellerstedt LO Johan Högberg Ordförande Institutet för Miljömedicin, Karolinska Institutet och Arbetslivsinstitutet Anders Iregren Arbetshälsoenheten, Arbetslivsinstitutet Gunnar Johanson Vice ordförande Institutet för Miljömedicin, Karolinska Institutet och Arbetslivsinstitutet Bengt Järvholm Yrkes- och Miljömedicin, Norrlands Universitetssjkh, Umeå Kjell Larsson Institutet för Miljömedicin, Karolinska Institutet Carola Lidén Yrkes- och Miljödermatologi, Norrbacka, Stockholm Johan Montelius Sekreterare Arbetshälsoenheten, Arbetslivsinstitutet Gun Nise Avd för Yrkesmedicin, Norrbacka, Stockholm Göran Pettersson Industrifacket Bengt Sjögren Institutet för Miljömedicin, Karolinska Institutet Birgitta Pettersson Observatör Arbetsmiljöverket Kerstin Wahlberg Observatör Arbetsmiljöverket Marianne Walding Observatör Arbetsmiljöverket Olof Vesterberg Arbetslivsinstitutet Innehåll Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden: Tenn och oorganiska tennföreningar1 1 Kobolt och koboltföreningar2 16 Syntetiska oorganiska fibrer3 43 4,4´-diamino-3-3´-diklorofenylmetan (MOCA) 4 71 Nikotin5 82 γ-Butyrolakton6 104 Sammanfattning 114 Summary 114 Bilaga: Publicerade vetenskapliga underlag i denna och 115 tidigare volymer 1 Utkast av Birgitta Lindell, Arbetshälsoenheten, Arbetslivsinstitutet. 2 Utkast av Nicole Palmen, Arbodienst Limburg, Nederländerna. Översatt från engelska av Ilona Silins och Johan Montelius. 3 Utkast av Peter Westerholm, Arbetshälsoenheten, Arbetslivsinstitutet; Staffan Krantz, Arbetslivsinstitutet. 4 Utkast av Ilona Silins, Institutet för Miljömedicin, Karolinska institutet. 5 Utkast av Stefan Willers, Hälsoenheten, Hjärt- och lungdivisionen och Yrkes- och miljömedicinska kliniken, Universitetssjukhuset, Lund. 6 Utkast av Birgitta Lindell, Arbetshälsoenheten, Arbetslivsinstitutet. 1Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden Tenn och oorganiska tennföreningar 2003-10-22 Underlaget baserar sig huvudsakligen på ett kriteriedokument framtaget av den Nordiska Expertgruppen i samarbete med den Holländska Expertkommittén (65). Kemisk-fysikaliska data Kemiskt namn/ formel CAS nr Molekyl- vikt Smältpunkt (°C) Kokpunkt (°C) Löslighet i vatten Tenn, Sn 7440-31-5 118,7 231,9 2602 olösligt Kaliumstannat, K2Sn(OH)6 12125-03-0 298,9 - - lösligt Natriumstannat, Na2Sn(OH)6 12209-98-2 266,7 140 - lösligt Tenn(IV)bromid, SnBr4 7789-67-5 438,3 31 205 lösligt Tenn(II)klorid, SnCl2 7772-99-8 189,6 247 623 lösligt Tenn(IV)klorid, SnCl4 7646-78-8 260,5 -33 114 lösligt Tenn(IV)kloridjodid, SnCl2I2 13940-16-4 443,4 - 297 lösligt Tenn(II)fluorid, SnF2 7783-47-3 156,7 213 850 lösligt Tenn(II)jodid, SnI2 10294-70-9 372,5 320 714 något lösligt Tenn(IV)jodid, SnI4 7790-47-8 626,3 143 364,5 lösligt Tenn(II)oxid, SnO 21651-19-4 134,7 1080 - olösligt Tenn(IV)oxid, SnO2 18282-10-5 150,7 1630 1900 olösligt Tenn(II)pyrofosfat, Sn2P2O7 15578-26-4 411,3 sönderfaller vid 400°C olösligt Tenn(II)sulfid, SnS 12738-87-3 150,8 880 1210 olösligt Tenn(II)sulfat, SnSO4 7488-55-3 214,8 Sönderfaller vid >378°C (SO2) lösligt Vid rumstemperatur föreligger tenn som en glänsande silvervit metall, s.k. vitt tenn, men ett tunt oxidskikt bildas vid exponering för torr luft eller syre. Under 13,2°C omvandlas vitt tenn långsamt till s.k. grått tenn och bildar då ett grått pulver. Vid 200°C omvandlas vitt tenn till s.k. ”brittle tin”. Tenn reagerar med starka syror och baser, men är relativt motståndskraftigt mot neutrala lösningar. Ämnet förekommer naturligt som 10 stabila isotoper. Oxidationstalen hos tenn i föreningar är +II eller +IV. Vattenlösligheten hos olika tennföreningar varierar (25, 35, 65). Enkla oorganiska tennsalter hydrolyseras och bildar syror 2(2). SnCl4 hydrolyseras starkt av vatten under betydande värmeutveckling och bildning av väteklorid (25). Förekomst, användning Tenn bryts huvudsakligen som mineralet kassiterit (tennsten) SnO2. Andra tenninnehållande malmer är t.ex. stannit (Cu2FeSnS4) och teallit (PbZnSnS2) (25, 65). Metalliskt tenn erhålls genom smältning av tennmalm. Metallen används i stor utsträckning som korrosionsskyddande överdrag på andra metaller (för- tenning) och kommer till användning exempelvis vid tillverkning av konserv- burkar. Tenn används vidare i olika legeringar, som bl.a. brukas för lödning och inom tandvården (amalgam) (2, 25, 65). Oorganiska tennföreningar förekommer vid tillverkning av keramik, porslin, emalj, borrglas, textilier (färgfixering), bläck och tandkräm. SnCl2 används t.ex. som reduktionsmedel vid tillverkning av keramik, glas och bläck. SnCl4 förekommer som förtjockningsmedel vid organisk syntes, som stabilisator för plast och som kemisk intermediär vid tillverkning av andra tennföreningar. SnO2 används som keramiskt täckmedel och som pigment. SnF2 förekommer inom tandvården (6, 65). Upptag biotransformation utsöndring Generellt är upptaget av oorganiskt tenn via mag-tarmkanalen lågt. Data antyder dock att upptaget kan vara dosberoende och beroende av anjon. I en studie på människa rapporterades att ca 50% av dosen absorberades när 0,11 mg Sn/dag intogs via födan, medan upptaget endast var 3% hos personer som fick en diet som innehöll ytterligare 50 mg Sn/dag (administrerat som SnCl2) (65). Data över upptag via lungor eller hud saknas. Humandata och data från djurförsök indikerar att oorganiskt tenn passerar blod- hjärnbarriären i mycket liten utsträckning. Oorganiskt tenn ackumuleras framför allt i ben, men viss ansamling har även påvisats i bl.a. lungor, lever, njurar, bi- njurar, lymfnoder och testiklar hos människa. Vissa data visar också en högre affinitet för tymus än för andra organ. Den biologiska halveringstiden för Sn(II) och Sn(IV) i ben hos råtta har rapporterats vara ca 20-100 dagar och halverings- tiden för Sn(II) i lever och njure (råtta) 10-20 dagar (65). Skillnader i relativ affinitet till njurar och lever mellan Sn(II) och Sn(IV) antyder att tenn inte oxideras eller reduceras snabbt under absorption och systemisk transport. Även djurdata angående skillnader beträffande effekter på immunsystemet mellan SnCl2 och SnCl4 indikerar valensstabilitet in vivo (65). Absorberat tenn utsöndras huvudsakligen via njurarna. I en studie på råtta rapporterades att 35% respektive 40% av dosen utsöndrades i urinen (det mesta inom 10 timmar) efter en intravenös injektion av Sn(II)citrat respektive Sn(IV)- citrat. 12% av Sn(II) utsöndrades i feces, men endast 3% av Sn(IV), vilket antyder att utsöndring via gallan har större betydelse för Sn(II)-föreningar än för Sn(IV)- föreningar (23, 65). 3Toxiska effekter Humandata I en del litteratur har uppgivits att tenn skulle kunna förorsaka s.k. metall- röksfeber, men inga primärdata som stöd för detta påstående har rapporterats (1, 5, 24, 39, 47, 60, 64). En röntgenologiskt påvisbar upplagring av tenn i lungan utan påverkan på lungfunktionen, s.k. stannos (en form av dammlunga), har rapporterats hos arbetare exponerade för damm/rök av SnO2, under 3 år eller mer, i metallskrot- återvinningsanläggningar, tennhyttor och vid härdförtenning. Uppgifter om exponeringsnivåer saknas vanligen i dessa fallrapporter (65). I en studie över 215 arbetare vid en tennhytta rapporterades röntgenologiska förändringar tydande på stannos hos 121 av dessa. Inga tecken på fibros eller kliniskt signifikanta emfysem noterades. Ingen av arbetarna uppvisade heller kliniska symptom som kunde hänföras till förekomsten av stannos och inga tecken på nedsatt lungfunktion uppgavs ha påvisats i lungfunktionsstudier mätt som FEV och luftvägsmotstånd (50, 51, 52). Samma författare redovisade mortaliteten hos 607 män som varit anställda vid tennhyttan minst 3 år under perioden 1921-1955. Populationen hade lägre dödlighet än förväntat (51). Dammhalter upp till 2,22 mg Sn/m3 rapporter- ades vid anläggningen, men inga närmare detaljer angående t.ex. analysmetoder föreligger (51). I en annan studie (Hlebnikova, 1957, citerad i ref. 26) uppgavs att arbetare utvecklade stannos efter 6-8 års arbete vid smältugnen. Arbetarna exponerades för aerosoler, som bildades vid smältning av tenn och som huvud- sakligen bestod av SnO2 (<3% total kiseldioxid). Totaldammkoncentrationen i luft varierade mellan 3 och 70 mg/m3. Inga nya fall uppgavs ha observerats upp till 10 år efter det att dammhalten reducerats till 10 mg/m3. I en mindre studie rapporterades (frågeformulär) ökad prevalens väsande andning, bröstsmärtor, hosta och andnöd vid ansträngning hos arbetare som exponerades ca 7 timmar/dag för bl.a. SnCl4 och klorväterök (bildad genom kombination av SnCl4 och vatten under värme). Effekterna berodde enligt författarna troligen främst på exponeringen för klorväte, men rökning kan ha bidragit till den ökade förekomsten av hosta och ansträngningsutlöst andnöd. Upp till 0,18 mg SnCl4/m3 och upp till 5 ppm klorväte uppmättes i luften. Luftmätningarna utfördes dock först efter det att omfattande åtgärder för en förbättrad arbetsmiljö hade vidtagits och speglar alltså ej den exponerings- situation som förelåg när enkätundersökningen besvarades (34). I en belgisk fall-kontrollstudie (n=272) uppgavs en signifikant ökad risk (oddskvot 3,72; 95% konfidensintervall, KI, 1,22-11,3) för kronisk njursvikt hos personer som varit yrkesmässigt exponerade för tenn (42). Vid peroralt intag kan tenn verka irriterande för mag-tarmkanalen. Akuta symptom har rapporterats i många fall vid intag av frukt eller fruktjuice som förvarats i konservburkar. De vanligaste förgiftningssymptomen är illamående, kräkning, diarré och bukkramper (65). I en studie (3) på frivilliga försökspersoner rapporterades illamående och diarré efter engångsintag av apelsinjuice inne- hållande 1370 mg Sn/l (intag av ca 330 mg Sn eller ca 4,4-6,7 mg Sn/kg bw). Inga 4effekter observerades vid intag av juice innehållande 540 mg Sn/l (ca 130 mg Sn eller 1,7-2,7 mg Sn/kg bw). Illamående, kramper och lös avföring rapporterades dock i en annan studie då 100 mg Sn som SnCl2 i Coca Cola intogs som en enstaka dos. Enligt författarna (56) var koncentrationen av Sn i testlösningen ungefär densamma som den som gav symptom i referens (3). Dagligt intag av fruktjuice innehållande 50 mg Sn som SnCl2 under 20 dagar (ca 0,7 mg Sn/kg bw/dag) har visats ge ökad utsöndring av zink och selen i faeces, minskad utsöndring av zink i urin och minskad retention av zink. Inga signifikanta effekter på utsöndring av kalcium, koppar, järn, mangan eller magnesium på- visades (20, 28, 29). Hämmad zinkabsorption, mätt som retention av radioaktivt märkt zink i kroppen efter 7-10 dagar, rapporterades i ett annat arbete vid peroral administration av SnCl2 (36 mg Sn) i ZnCl2-lösning/diet innehållande zink till försökspersoner vid ett tillfälle (63). I en studie på försökspersoner som fått zink i Coca-Cola innehållande upp till 100 mg Sn som SnCl2 visades dock ingen klar minskning av upptaget av zink, uttryckt som minskning av zinkhalten i plasma efter 1-4 timmar (56). Positiva reaktioner i lapptest, bedömda som uttryck för en allergisk reaktion, har rapporterats vid prövning med metalliskt Sn eller 1% alternativt 2% SnCl2 i vaselin. SnCl2 , 5 och 10%, i vaselin har uppgivits som hudirriterande (13, 16, 38, 49). Kontakteksem rapporterades hos en arbetare som exponerats för damm från en legering som innehöll 43% tenn. Personen visade också positivt resultat i lapptest med 1% SnCl2 i vaselin och fallet bedömdes som ett yrkesmässigt relaterat allergiskt kontakteksem mot tenn (40). Mot bakgrund av att tenn är ett vanligt förekommande ämne och att endast ett enstaka fall av allergiskt kontakt- eksem kunnat hänföras till exponering för tenn är dock slutsatsen att tenn med föreningar mycket sällan orsakar kontaktallergi. Djurdata Vid försök på råtta med intratrakeal engångsdministration av 50 mg tenndamm från en tennhytta (i saltlösning) konstaterades ansamling av damm i lungorna, men inga tecken på bindvävsomvandling upp till ett år efter exponeringen (50). En ökad känslighet för infektion i lungorna noterades i en studie på mus vid intratrakeal engångsinjektion av 0,01 och 0,1 mg SnCl2 i saltlösning (beräknas motsvara ca 0,25 och 2,5 mg Sn/kg bw) före bakteriell aerosolexponering. En ökning av dödligheten med 36% respektive 87% rapporterades (22). I en äldre studie uppgavs att endast övergående irritation av ögon och nos noterades på marsvin vid daglig inhalationsexponering för 3000 mg/m3 SnCl4 (10 minuter per dag ”under månader”) (45). LD50 (24 h) vid peroral administration till smågnagare rapporterades i en studie vara 146-396 mg Sn/kg bw vid administration av NaSn2F5 och 1197-1678 mg Sn/kg bw vid administration av SnCl2. LD50 på råtta vid injektion i bukhålan (24 h) var 43-50 mg Sn/kg bw, respektive 136 mg Sn/kg bw. Förgiftningsbilden, som karakteriserades bl.a. av en dämpande effekt på CNS och ataxi, ansågs vara avhängig av förekomsten av Sn och i förekommande fall F. Patologiska för- 5ändringar i njurarna (tubulär nekros, regeneration) observerades vid admin- istration av såväl NaSn2F5 som SnCl2 (11). Effekterna av olika oorganiska tennföreningar vid peroral administration varierar och är bl.a. beroende på vattenlösligheten (14). I en studie gavs råttor föda innehållande 0,03, 0,1, 0,3 eller 1% av olika tennsalter och tennoxider under 4 veckor (SnCl2, Sn-ortofosfat, Sn-sulfat, SnS, SnO2 samt dessutom Sn-oxalat, Sn- tartrat, Sn-oleat) eller 13 veckor (SnCl2, SnO). Inga anmärkningsvärda effekter (t.ex. tillväxt, hematologi, histologi, organvikter studerades) rapporterades vid någon dosnivå i försöken med SnS, SnO2, SnO och Sn-oleat. Tillväxthämning, histologiska förändringar i levern (eventuellt effekt av partiell svält) och tecken på anemi sågs vid administration under 4 veckor av 0,3 och 1% SnCl2, Sn-ortofosfat, Sn-sulfat, Sn-oxalat och Sn-tartrat. I 13-veckorsförsöket med SnCl2 noterades liknande effekter. Hög mortalitet förelåg dock i detta försök vid den högsta dos- nivån och försöket avbröts i förtid för denna dosgrupp. NOEL för de ”aktiva” tennsalterna i denna studie bedömdes av författarna vara 0,1%, en nivå som uppgavs kunna ge ett intag av 22-33 mg Sn/kg bw/dag i en 90-dagarsstudie. Ett lägre NOEL ansågs dock eventuellt föreligga med en diet som innehåller mindre mängder järn och koppar (14, 65). I en annan studie med administration av SnCl2 i födan till råtta under 4 veckor noterades bl.a. reducerad kroppsvikt och minskning av hemoglobin vid ett genom- snittligt intag av ca 30 mg Sn/kg bw/dag (27). I en 30-dagarsstudie på råtta med administration av 20, 100 och 175 mg NaSn2F5/kg bw/dag peroralt (ca 13,4, 67, 117 mg Sn/kg bw/dag) rapporterades dosrelaterad försämrad tillväxt, degenerativa förändringar i proximala njurtubuli (15-20% av högdosgruppen) och en signi- fikant minskning av hemoglobinhalten (handjur i de båda högsta dosgrupperna dag 15). Vid den lägsta dosen observerades enligt författarna endast minimal påverkan (signifikant lägre kroppsvikt och serumglukos vid något tillfälle) (10). Inga anmärkningsvärda histopatologiska fynd av ickeneoplastisk karaktär rapporterades i en långtidsstudie (105 veckor) på råtta eller mus vid administration av 0,1 eller 0,2% SnCl2 i födan. Intaget i lågdosgruppen kan beräknas till 20-50 mg Sn/kg bw/dag för råtta och 80-180 mg Sn/kg bw/dag för mus (41). Effekter vid peroral långtidsadministration av tenn i mycket låga doser har dock uppgivits förekomma i äldre litteratur. Signifikant (p<0,001) ökning av fettdegeneration i lever hos båda könen vid livstids tillförsel av SnCl2 via dricksvatten rapporterades i en studie på råtta, vid en dos som motsvarar ca 0,4 mg Sn/kg bw/dag (54). Skillnaden mellan kontrollgrupp och exponerad grupp för måttlig/svår fettdege- neration var dock endast låggradigt signifikant (p<0,05) och en större andel kontrolldjur än exponerade djur uppgavs ha ”degeneration och nekros” i levern. Något ökad förekomst av tubulär vakuolisering i njurar (p<0,05) rapporterades också hos båda könen. Hos hondjur noterades vidare signifikant förhöjd serum- glukosnivå och något förkortad livslängd och hos handjur något lägre viktökning (54). Denna studie är emellertid inte utförd enligt moderna riktlinjer och fynden kan ej tolkas med tillgänglig dokumentation. Inga anmärkningsvärda effekter vid dosnivån 0,4 mg Sn/kg bw/dag påvisades vid livstids tillförsel av SnCl2 i dricks- vatten till mus (53). 6Även påverkan på järn-, koppar- och zinkstatus har rapporterats i vissa studier vid administration av låga doser SnCl2 peroralt till försöksdjur (tabell 1). I en studie på råtta (46), där 0,5-226 mg Sn/kg föda (som SnCl2) tillfördes under 28 dagar rapporterades att vävnads- och plasmakoncentrationerna av järn, koppar och zink var något minskade vid dosnivån 1 mg Sn/kg bw/dag (10 mg Sn/kg föda). En ökning av tennhalten i födan associerades med en dosberoende minskning av plasmajärn (lägre än i kontrollgruppen endast vid högre doser) och en i stort sett dosberoende minskning av järnkoncentrationen i njurar, mjälte och skenben. Även en i stort sett dosberoende minskning av kopparkoncentrationen i plasma, lever, njurar, mjälte och skenben och av zinkkoncentrationen i plasma, njurar och sken- ben noterades. Hemoglobinkoncentrationen i blod minskade också med ökad tenndos, men var endast lägre än hos kontrollgruppen vid den högsta dosen. Minskning av procentuell transferrinmättnad med ökad tenndos visades likaså (lägre än i kontrollgruppen endast vid högre doser). Statistisk utvärdering var genom variansanalys och test för linjär trend. Minskat kalciuminnehåll i ben, hämmad kollagensyntes samt minskade enzym- aktiviteter i bl.a. ben har också påvisats i studier på gnagare vid peroral admin- istration av SnCl2 i låga doser (tabell 1). I en studie på råtta som tillfördes 0,3, 1 eller 3 mg Sn/kg bw (som SnCl2 i lösning) peroralt 2 ggr/dag under 90 dagar rapporterades en icke signifikant minskning av kalciuminnehållet i lårben vid den lägsta dosnivån (0,6 mg Sn/kg bw/dag). Högre dosnivåer (2 och 6 mg Sn/kg bw/dag) gav förutom signifikant minskning av kalciumhalten i lårben även signifikant reduktion av enzymaktiviteter. Vid den högsta dosnivån sågs dessutom signifikant minskad relativ lårbensvikt och signifikant minskat kalciuminnehåll i serum (66). Samma författare noterade minskat kalciuminnehåll i ben efter 28 dagar och minskad enzymaktivitet i ben redan efter 3 dagar vid peroral admin- istration av 1 mg Sn/kg bw, 2 ggr/dag under upp till 28 dagar till råtta. Även försämrad kollagensyntes i lårben rapporterades (67, 68). Tennkatjoner har i djurförsök visats påverka många olika enzymsystem. Detta kan bl.a. leda till försämrad oxidativ funktion i cellerna och påverka detoxi- fieringen av kemiska ämnen (65). Minskad aktivitet av enzymet δ-aminolevulin- syradehydratas (ALAD) i blod påvisades hos råtta efter administration (peroral, i bukhålan, under huden) av 2 doser SnCl2 (totalt 4 mg Sn/kg bw). I andra studier har rapporterats att ALAD ej hämmas av SnCl4 (65). Dosberoende induktion av hemoxygenas i njurar och lever på råtta rapporterades vid singelinjektion under huden av SnCl2 (3-30 mg Sn/kg bw). Signifikant hämning av cytokrom-P-450- beroende leverenzymer och minskat innehåll av cytokrom P450 i levermikro- somer noterades på mus vid intravenös singelinjektion av 0,2 mg/kg bw SnCl2 (0,1 mg Sn/kg bw) (7). Inga tecken på hudirritation rapporterades vid lapptest med 1% SnCl2 eller 0,25% SnF2 i vatten på intakt kaninhud (57). Den högsta koncentration av SnCl2 eller SnCl4 i alkohol som var icke irriterande vid 1 minuts applikation på råtta var 5% på hud och 3% (SnCl2) respektive 0,05% (SnCl4) på munslemhinna (33). Tecken på sensibilisering noterades ej vid test med SnCl2 eller SnCl4 på råtta (33). 7Mutagenicitet, genotoxicitet Tennföreningar har prövats in vitro i olika korttidstester och motsägande resultat har erhållits. SnCl2 rapporterades vara negativ i mutagentester in vitro på olika stammar av Salmonella typhimurium och på E.coli WP2. SnF2 testades på samma stammar av Salmonella typhimurium och visade svagt mutagen effekt på TA100 med metabolisk aktivering (19, 48). DNA-skada indikerades ej i två studier vid prövning med SnCl2, SnCl4 och SnSO4 i Bacillus subtilis rec-assay och med SnCl4 i SOS kromotest med E.coli, men hög toxicitet av SnCl2 och SnCl4 noterades i rec- assay-testet (21, 32). DNA-skada rapporterades dock i andra in vitro studier vid prövning med SnCl2 på olika stammar av E.coli, liksom försämrad överlevnad av DNA-reparationsdeficienta E.coli-stammar (4, 44, 55). Försök på E.coli-bakterier har visat att en mekanism bakom SnCl2-inducerade skador (genotoxicitet, celldöd) kan vara produktion av reaktiva syreföreningar (12). Dosberoende ökning av DNA-skada rapporterades även vid prövning in vitro med SnCl2 på däggdjurs- celler och vita blodkroppar från människa (36, 37). SnCl4 däremot gav ej DNA- skada (36, 37) och i ett av försöken påvisades att tenn(IV)föreningen inte togs upp i cellerna (36). Vid test in vitro med SnCl4 i andra studier på humanlymfocyter rapporterades dock bl.a. signifikant ökning av kromosomavvikelser, mikrokärnor och systerkromatidutbyten (17, 18, 59). Få in vivo-studier föreligger. SnCl2 uppgavs som icke genotoxiskt i en studie på bananfluga (”wing spot test”) (62). I ett mutationstest på bananfluga (Basc-testet) konstaterades att SnF2 ej var mutagent (19). Även vid prövning i mikrokärntestet (benmärgsceller) var SnF2 negativt. Ämnet gavs då som injektioner i bukhålan till möss vid två tillfällen (2x9,8; 2x19,6; 2x39,5 mg/kg bw) (19). Carcinogenicitet I en cancerstudie (41) gavs föda innehållande 1000 eller 2000 mg SnCl2/kg till råtta och mus av båda könen under 105 veckor. Signifikant ökad incidens av C- celladenom i sköldkörteln noterades hos hanråttor i lågdosgruppen (kontroll: 2/50; lågdosgrupp: 9/49; högdosgrupp: 5/50) och incidensen hanråttor med C-cell- adenom eller -carcinom (kombinerat) indikerade en positiv trend och en signi- fikant högre proportion i båda dosgrupperna (kontroll: 2/50; lågdosgrupp: 13/49; högdosgrupp: 8/50). Den ökade incidensen av C-celltumörer åtföljdes dock ej av ökad incidens av hyperplasi i C-celler. Signifikant positiv trend för lungadenom förelåg också hos hanråtta (kontroll: 0/50; lågdosgrupp:0/50; högdosgrupp: 3/50). Hos honmöss rapporterades en signifikant trend för adenom eller carcinom (kombinerat) i levern (kontroll: 3/49; lågdosgrupp: 4/49; högdosgrupp: 8/49) och för en typ av malignt lymfom (kontroll: 0/50; lågdosgrupp: 0/49; högdosgrupp: 4/49). En jämförelse med historiska kontroller (mus, råtta) från laboratoriet tyder på att tumörincidensen var signifikant förhöjd endast för hanråttor i lågdos- gruppen (C-celltumörer i sköldkörteln). Intaget i denna grupp beräknades till ca 20-40 mg Sn/kg bw/dag. Författarna ansåg dock att det var oklart om den ökade 8incidensen sköldkörteltumörer i denna grupp var relaterad till exponeringen och konkluderade att SnCl2 inte var carcinogent för råtta eller mus. Ingen signifikant ökning av frekvensen lungtumörer rapporterades i en studie på mus som gavs 3 injektioner av SnCl2 i bukhålan/vecka (totalt 24 injektioner) och avlivades efter 30 veckor. Totaldosen var 240-1200 mg/kg bw (150-750 mg Sn/kg bw) (58). Inte heller i studier på mus och råtta med långtidsadministration av små mängder SnCl2 i dricksvatten (motsvarande ca 0,4 mg Sn/kg bw/dag) har tenn uppgivits vara carcinogent (65). I flera studier med implantation eller injektion av metalliskt tenn på smågnagare har tumörframkallande egenskaper inte kunnat påvisas. Onormal tillväxt av gliavävnad lokalt noterades dock i en studie på mus vid implantation av metalliskt tenn inuti skallen (65). Inga cancerstudier över personer exponerade enbart för tenn har påträffats. Ökad lungcancerrisk har rapporterats hos gruvarbetare vid tenngruvor, men annat än exponering för tenn t.ex. exponering för radon, arsenik och tobak har ansetts vara bidragande orsaker (65). Reproduktionseffekter Få data föreligger. I en studie gavs föda innehållande 125-500 mg Sn/kg som NaSn2F5 eller NaSn2Cl 5 eller 156-625 mg Sn/kg som SnF2 till råtta under dräktighet. Ökat antal resorptioner rapporterades hos enstaka mödrar och nästan enbart vid administration av NaSn2F5. Effekten var ej klart dosrelaterad och ansågs ej toxikologiskt signifikant (61). Dos-effekt/dos-responssamband Få tillförlitliga mätningar av lufthalter i samband med yrkesmässig exponering för oorganiska tennföreningar har rapporterats och det är därför svårt att fastställa några direkta dos-effekt- eller dos-responssamband. En röntgenologiskt påvisbar upplagring av tenn i lungan utan påverkan på lungfunktionen, s.k. stannos, har påvisats hos arbetare exponerade för damm/rök av SnO2 under 3 år eller mer. I ett arbete uppgavs dammhalter upp till 2,22 mg Sn/m3 vid en tennhytta, där röntgeno- logiska förändringar i lungorna tydande på stannos rapporterats hos 121 av 215 arbetare (50, 51, 52). Inga tecken på fibros eller kliniskt signifikant emfysem noterades. Ingen av arbetarna uppvisade heller kliniska symptom som kunde hänföras till förekomsten av stannos och inga tecken på nedsatt lungfunktion uppgavs ha påvisats i lungfunktionsstudier. I en annan studie (Hlebnikova, 1957, citerad i ref. 26) uppgavs att arbetare, exponerade för aerosoler som huvud- sakligen bestod av SnO2, utvecklade stannos efter 6-8 års arbete. Totaldamm- koncentrationen i luften varierade mellan 3 och 70 mg/m3. Inga nya fall uppgavs ha observerats upp till 10 år efter det att dammhalten reducerats till 10 mg/m3. Vid försök på mus har en dosberoende ökad känslighet för infektion i lungorna noterats vid intratrakeal singelinjektion av 0,01 och 0,1 mg SnCl2 i saltlösning (beräknas motsvara ca 0,25 och 2,5 mg Sn/kg bw) före bakteriell aerosol- exponering (22). En omräkning ger vid handen att detta skulle motsvara en 9lufthalt på ca 1,8 respektive 18 mg Sn/m3 (om man antar inhalation av 10 m3 under 8 timmars arbetsdag, 100% upptag och kroppsvikt 70 kg). Vid dagligt intag av SnCl2 i fruktjuice under 20 dagar har påverkan på ut- söndring av zink och selen rapporterats hos försökspersoner vid dosnivån 0,7 mg Sn/kg bw/dag (20, 28, 29). Hämmad zinkabsorption hos försökspersoner rapporterades i ett annat arbete vid peroral administration vid ett tillfälle av 36 mg Sn som SnCl2, vilket kan beräknas motsvara ca 0,5 mg Sn/kg bw (63). Dos-effekt- samband i djurförsök vid peroral administration sammanfattas i tabell 1. Minskat innehåll av kalcium i ben har rapporterats vid administration av SnCl2 vid dos- nivån 0,6 mg Sn/kg bw/dag och minskade koncentrationer av järn, koppar och zink i plasma och vävnader vid dosnivån 1 mg Sn/kg bw/dag (46, 66). Slutsatser Data saknas för att bedöma kritisk effekt vid yrkesmässig exponering för tenn och oorganiska tennföreningar. Upplagring av tenn i lungan har påvisats vid yrkesmässig exponering för SnO2, men det finns inga rapporterade belägg för att detta ger påverkan på lungfunktionen eller utveckling av fibros. Oorganiska tennsalter kan vid kontakt med vatten bilda syror och därigenom verka irriterande eller t.o.m. frätande på luftvägar, ögon och hud. 10 Tabell 1. Samband mellan exponering och effekt vid peroral administration i några djurexperimentella studier. Exponering Ämne Djurart Effekter Ref. 1,4 mg Sn/kg föda, 28 d (0,14 mg Sn/kg bw/d) SnCl2 Råtta Inga eller mycket små effekter på järn-, koppar-, zinkkonc. i vävnader eller plasma 46 5 ppm i dricksvatten, livstid (0,4 mg Sn/kg bw/d) SnCl2 Mus Ingen toxicitet av tenn 53 0,3 mg Sn/kg bw, 2 ggr/d, 90 d SnCl2 Råtta Icke signifikant minskning av kalciuminnehållet i lårben 66 10 mg Sn/kg föda, 28 d (1 mg Sn/kg bw/d) SnCl2 Råtta Minskad järnkonc. i njurar, minskad kopparkonc. i plasma, lever, njurar, mjälte och skenben, minskad zinkkonc. i njurar och skenben 46 1 mg Sn/kg bw, 2 ggr/d, upp till 28 d SnCl2 Råtta Minskat kalciuminnehåll i lårben, minskad aktivitet av sura och alkaliska fosfataser i lårben, hämmad kollagensyntes i lårben 67, 68 1 mg Sn/kg bw, 2 ggr/d, 90 d SnCl2 Råtta Minskat kalciuminnehåll i lårben, minskad aktivitet av succinatdehydrogenas i lever och sura fosfataser i lårben 66 2 mg Sn/kg bw, varannan d, 2 d SnCl2 Råtta Minskad aktivitet av ALAD i blod 65 2 mg Sn/kg bw/d, 5 d SnCl2 Kanin Ingen påverkan på hembiosyntes, minskad järnkonc. i njurar, minskad kopparkonc. i njurar och lever 69, 70 2 mg Sn/kg bw/d, 1 mån SnCl2 Kanin Ökad järnkonc. i lever och njurar, minskad kopparkonc. i benmärg, minskad zinkkonc. i benmärg och ökad zinkkonc. i blod 69 3 mg Sn/kg bw, 2 ggr/d, 90 d SnCl2 Råtta Minskad relativ lårbensvikt och kalcium- innehåll i lårben, minskad kalciumkonc. i serum; minskad aktivitet av succinatde- hydrogenas i lever, sura fosfataser i lårben, LDH och alkaliska fosfataser i serum 66 10 mg Sn/kg bw/d, 4 mån SnCl2 Kanin Övergående hemolytisk anemi, övergående ökning av järnkonc. i serum, ökad total järnbindningskapacitet 9 100 mg Sn/kg i föda, 27 d (11 mg Sn/kg bw/d) SnCl2 Råtta Minskat kalcium- och zinkinnehåll i skenben 30, 31 100 mg Sn/kg i föda, 4 v SnCl2 Råtta Sänkt kopparhalt i tolvfingertarm, lever, njurar och lårben, sänkt zinkhalt i njurar och lårben 65 11 Tabell 1. Fortsättning. Exponering Ämne Djurart Effekter Ref. 13,4 mg Sn/kg bw/d, 30 d NaSn2F5 Råtta Minimal påverkan på kroppsvikt och serumglukos 10 0,1% i föda, 4 eller 13 v (22-33 mg Sn/kg bw/d) SnCl2, Sn-o-fosfat, Sn-sulfat, Sn-oxalat, Sn-tartrat Råtta NOEL 14 260 mg Sn/kg i föda, 4 v (29 mg Sn/kg bw/d) SnCl2 Råtta Minskning av hemoglobin, reducerad kroppsvikt, förändringar i tarmen 27 0,1% i föda, 105 v (20-50 mg Sn/kg bw/d) SnCl2 Råtta Signifikant ökad incidens av sköldkörteltumörer hos hanråttor Ämnet bedömt som ej carcinogent 41 300 mg Sn/l i dricksvatten + 52 mg Sn/kg föda, 4 v SnCl2 Råtta Minskat kompressionsmotstånd i lårben 43 67 mg Sn/kg bw/d, 30 d NaSn2F5 Råtta Försämrad tillväxt, lägre serumglukos, minskning av hemoglobinhalten 10 0,3% i föda, 4 v, 13 v (70-100 mg Sn/kg bw/d) Sn-sulfat, Sn-tartrat SnCl2, Sn-o-fosfat, Sn-oxalat Råtta Tillväxthämning, tecken på anemi Tillväxthämning, tecken på anemi, histologiska förändringar i lever 14 100 mg Sn/kg bw, singeldos SnCl2, Kanin Störd hemsyntes 8 117 mg Sn/kg bw/d, 30 d NaSn2F5 Råtta Försämrad tillväxt, lägre serumglukos, minskning av hemoglobinhalten, degenerativa förändringar i proximala njurtubuli 10 0,1% i föda, 105 v (80-180 mg Sn/kg bw/d) SnCl2 Mus Ämnet bedömt som ej carcinogent 41 0,1-0,8% i föda, 13 v (handjur: 163- 310 mg Sn/kg bw/d hondjur: 153- 340 mg Sn/kg bw/d) SnCl2 Råtta Båda könen: Lätt anemi, ökade relativa njur- och levervikter, irritation av mag-tarmkanalen, varierande grad av bukspottkörtelatrofi Handjur: lätt tillväxthämning, smärre histologiska förändringar i levern 15 12 Referenser 1. Anseline P. Zinc-fume fever. Med J Aust 1972;2:316-318. 2. Beliles RP. The metals. Tin. In: Clayton GD, Clayton FE, eds. Patty´s industrial hygiene and toxicology Vol. 2. 4th ed. New York: John Wiley, 1994:2258-2276. 3. Benoy CJ, Hooper PA, Schneider R. Toxicity of tin in canned fruit juices and solid foods. Food Cosmet Toxicol 1971;9:645-656. 4. Bernardo-Filho M, Cunha M, Valsa I, Araujo A, Silva F, Fonseca A. Evaluation of potential genotoxicity of stannous chloride: inactivation, filamentation and lysogenic induction of Escherichia coli. Food Chem Toxicol 1994;32:477-479. 5. Blanc P, Boushey HA. The lung in metal fume fever. Seminars in Resp Med 1993;14:212- 225. 6. Bulten EJ, Meinema HA. Tin. In: Merian E, ed. Metals and their compounds in the environment: Ocurrence, analysis, and biological relevance. Weinheim: VCH Verlagsgesellschaft, 1991:1243-1259. 7. Burba J. Inhibition of hepatic azo-reductase and aromatic hydroxylase by radiopharmaceuticals containing tin. Toxicol Lett 1983;18:269-272. 8. Chmielnicka J, Zareba G, Grabowska U. Protective effect of zinc on heme biosynthesis disturbances in rabbits after administration per os of tin. Ecotoxicol Environ Saf 1992;24:266- 274. 9. Chmielnicka J, Zareba G, Polkowska-Kulesza E, Najder M, Korycka A. Comparison of tin and lead toxic action on erythropoietic system in blood and bone marrow of rabbits. Biol Trace Elem Res 1993;36:73-87. 10. Conine DL, Yum M, Martz RC, Stookey GK, Forney RB. Toxicity of sodium pentafluorostannite. A new anticariogenic agent. III. 30-Day toxicity study in rats. Toxicol Appl Pharmacol 1976;35:21-28. 11. Conine DL, Yum M, Martz RC, Stookey GK, Muhler JC, Forney RB. Toxicity of sodium pentafluorostannite, a new anticariogenic agent. I. Comparison of the acute toxicity of sodium pentafluorostannite, sodium fluoride, and stannous chloride in mice and/or rats. Toxicol Appl Pharmacol 1975;33:21-26. 12. Dantas FJ, Moraes MO, Carvalho EF, Valsa JO, Bernardo-Filho M, Caldeira-de-Araujo A. Lethality induced by stannous chloride on Escherichia coli AB1157: participation of reactive oxygen species. Food Chem Toxicol 1996;34:959-962. 13. de Fine Olivarius F, Balslev E, Menné T. Skin reactivity to tin chloride and metallic tin. Contact Dermatitis 1993;29:110-111. 14. de Groot AP, Feron VJ, Til HP. Short-term toxicity studies on some salts and oxides of tin in rats. Food Cosmet Toxicol 1973;11:19-30. 15. der Meulen HC, Feron VJ, Til HP. Pancreatic atrophy and other pathological changes in rats following the feeding of stannous chloride. Pathol Eur 1974;9:185-192. 16. Gaddoni G, Baldassari L, Francesconi E, Motolese A. Contact dermatitis among decorators and enamellers in hand-made ceramic decorations. Contact Dermatitis 1993;28:127-128. 17. Ganguly BB. Cell division, chromosomal aberration, and micronuclei formation in human peripheral blood lymphocytes. Effect of stannic chloride on donor's age. Biol Trace Elem Res 1993;38:55-62. 18. Ganguly BB, Talukdar G, Sharma A. Cytotoxicity of tin on human peripheral lymphocytes in vitro. Mutat Res 1992;282:61-67. 19. Gocke E, King MT, Eckhardt K, Wild D. Mutagenicity of cosmetics ingredients licensed by the European Communities. Mutat Res 1981;90:91-109. 13 20. Greger JL, Smith SA, Johnson MA, Baier MJ. Effects of dietary tin and aluminium on selenium utilization by adult males. Biol Trace Elem Res 1982;4:269-278. 21. Hamasaki T, Sato T, Nagase H, Kito H. The genotoxicity of organotin compounds in SOS chromotest and rec-assay. Mutat Res 1992;280:195-203. 22. Hatch GE, Boykin E, Graham JA, Lewtas J, Pott F, Loud K, Mumford JL. Inhalable particles and pulmonary host defense: In vivo and in vitro effects of ambient air and combustion particles. Environ Res 1985;36:67-80. 23. Hiles RA. Absorption, distribution and excretion of inorganic tin in rats. Toxicol Appl Pharmacol 1974;27:366-379. 24. Hunter D. The diseases of occupations, 6th ed. London: Hodder & Stoughton, 1978:405-411. 25. Hägg G. Allmän och oorganisk kemi, 9:de uppl. Stockholm: Almqvist & Wiksell, 1989:588- 593. 26. IPCS. Environmental Health Criteria 15. Tin and organotin compounds: a preliminary review. Geneva: International Programme on Chemical Safety, World Health Organization, 1980. 27. Janssen PJ, Bosland MC, van Hees JP, Spit BJ, Willems MI, Kuper CF. Effects of feeding stannous chloride on different parts of the gastrointestinal tract of the rat. Toxicol Appl Pharmacol 1985;78:19-28. 28. Johnson MA, Baier MJ, Greger JL. Effects of dietary tin on zinc, copper, iron, manganese, and magnesium metabolism of adult males. Am J Clin Nutr 1982;35:1332-1338. 29. Johnson MA, Greger JL. Effects of dietary tin on tin and calcium metabolism of adult males. Am J Clin Nutr 1982;35:655-660. 30. Johnson MA, Greger JL. Absorption, distribution and endogenous excretion of zinc by rats fed various dietary levels of inorganic tin and zinc. J Nutr 1984;114:1843-1852. 31. Johnson MA, Greger JL. Tin, copper, iron and calcium metabolism of rats fed various dietary levels of inorganic tin and zinc. J Nutr 1985;115:615-624. 32. Kada T, Hirano K, Shirasu Y. Screening of environmental chemical mutagens by the rec- assay system with Bacillus subtilis. Chem Mutagens 1980;6:149-173. 33. Larsson Å, Kinnby B, Könsberg R, Peszkowski MJ, Warfvinge G. Irritant and sensitizing potential of copper, mercury and tin salts in experimental contact stomatitis of rat oral mucosa. Contact Dermatitis 1990;23:146-153. 34. Levy BS, Davis F, Johnson B. Respiratory symptoms among glass bottle makers exposed to stannic chloride solution and other potentially hazardous substances. J Occup Med 1985;27:277-282. 35. Magos L. Tin. In: Friberg L, Nordberg G, Vouk V, eds. Handbook on the toxicology of metals Vol. 2. Amsterdam: Elsevier, 1986:568-593. 36. McLean JR, Birnboim HC, Pontefact R, Kaplan JG. The effect of tin chloride on the structure and function of DNA in human white blood cells. Chem Biol Interact 1983;46:189-200. 37. McLean JR, Blakey DH, Douglas GR, Kaplan JG. The effect of stannous and stannic (tin) chloride on DNA in Chinese hamster ovary cells. Mutat Res 1983;119:195-201. 38. Menné T, Andersen KE, Kaaber K, Osmundsen PE, Andersen JR, Yding F, Valeur G. Tin: An overlooked contact sensitizer? Contact Dermatitis 1987;16:9-10. 39. Mueller EJ, Seger DL. Metal fume fever – a review. J Emerg Med 1985;2:271-274. 40. Nielsen NH, Skov L. Occupational allergic contact dermatitis in a patient with a positive patch test to tin. Contact Dermatitis 1998;39:99-100. 41. NTP. National Toxicology Program. Technical report series no. 231 on the carcinogenesis bioassay on stannous chloride (CAS No 7772-99-8) in F344 rats and B6C3F1/N mice (feed study). National Institutes of Health, Bethesda 1982; NIH Publication no. 82-1787. 42. Nuyts GD, Van Vlem E, Thys J, De Leersnjider D, D'Haese PC, Elseviers MM, De Broe ME. New occupational risk factors for chronic renal failure. Lancet 1995;346:7-11. 14 43. Ogoshi K, Kurumatani N, Aoki Y, Moriyama T, Nanzai T. Decrease in compressive strength of the femoral bone in rats administered stannous chloride for a short period. Toxicol Appl Pharmacol 1981;58:331-332. 44. Olivier P, Marzin D. Study of the genotoxic potential of 48 inorganic derivatives with the SOS chromotest. Mutat Res 1987;189:263-269. 45. Pedley FG. Chronic poisoning by tin and its salts. J Ind Hyg 1927;9:43-47. 46. Pekelharing HLM, Lemmens AG, Beynen AC. Iron, copper and zinc status in rats fed on diets containing various concentrations of tin. Br J Nutr 1994;71:103-109. 47. Piscator M. Health hazards from inhalation of metal fumes. Environ Res 1976;11:268-270. 48. Prival MJ, Simmon VF, Mortelmans KE. Bacterial mutagenicity testing of 49 food ingredients gives very few positive results. Mutat Res 1991;260:321-329. 49. Rammelsberg P, Pevny I. Metall-Allergien. Epicutantestergebnisse von 1981 bis 1984. [Metal allergies. Results of epicutaneous tests from 1981 to 1984]. Dermatosen 1986;34:160- 162. (in German with English summary) 50. Robertson AJ. Pneumoconiosis due to tin oxide. In: King EJ, Fletcher CM, eds. Symposium on industrial pulmonary diseases. Boston: Little Brown, 1960:168-184. 51. Robertson AJ. The romance of tin. Lancet 1964;1:1229-1237. 52. Robertson AJ, Whitaker PH. Radiological changes in pneumoconiosis due to tin oxide. Journal of the Faculty of Radiologists 1955;6:224-233. 53. Schroeder HA, Balassa JJ. Arsenic, germanium, tin and vanadium in mice: effects on growth, survival and tissue levels. J Nutr 1967;92:245-252. 54. Schroeder HA, Kanisawa M, Frost DV, Mitchener M. Germanium, tin and arsenic in rats: effects on growth, survival, pathological lesions and life span. J Nutr 1968;96:37-45. 55. Silva FC, Fonseca AS, Correa AS, Lee CC, De Araujo AC, Valsa JO, Bernardo-Filho M, Favre A. Near-UV light protection effect against lethality induced by stannous chloride in Escherichia coli. Microbios 1994;79:241-244. 56. Solomons NW, Marchini JS, Duarte-Favaro RM, Vannuchi H, de Oliveira JED. Studies on the bioavailability of zinc in humans: intestinal interaction of tin and zinc. Am J Clin Nutr 1983;37:566-571. 57. Stone OJ, Willis CJ. The effect of stannous fluoride and stannous chloride on inflammation. Toxicol Appl Pharmacol 1968;13:332-338. 58. Stoner GD, Shimkin MB, Troxell MC, Thompson TL, Terry LS. Test for carcinogenicity of metallic compounds by the pulmonary tumor response in strain A mice. Cancer Res 1976;36:1744-1747. 59. Talukder G, Ghosh BB, Sharma A. Comparative clastogenic effects of organic and inorganic tin salts in vitro. Environ Mol Mutagen 1989;14:197. 60. Taylor G. Acute systemic effects of inhaled occupational agents. In: Merchant JA, ed. Occupational Respiratory diseases. Washington DC: NIOSH, 1986:607. 61. Theuer RC, Mahoney AW, Sarett HP. Placental transfer of fluoride and tin in rats given various fluoride and tin salts. J Nutr 1971;101:525-532. 62. Tripathy NK, Wurgler FE, Frei H. Genetic toxicity of six carcinogens and six non-carcino- gens in the Drosophila wing spot test. Mutat Res 1990;242:169-180. 63. Valberg LS, Flanagan PR, Chamberlain MJ. Effects of iron, tin and copper on zinc absorption in humans. Am J Clin Nutr 1984;40:536-541. 64. Waldron HA. Non-neoplastic disorders due to metallic, chemical and physical agents. In: Parkes WR, ed. Occupational lung disorders, 3rd ed. Oxford: Butterworth-Heinemann Ltd. 1994:593-594. 65. Westrum B, Thomassen Y. The Nordic Expert Group for Criteria Documentation of Health Risks from Chemicals and The Dutch Expert Committee on Occupational Standards. 130. Tin and inorganic tin compounds. Arbete och Hälsa 2002;10:1-48. Arbetslivsinstitutet, Solna. 15 66. Yamaguchi M, Saito R, Okada S. Dose-effect of inorganic tin on biochemical indices in rats. Toxicology 1980;16:267-273. 67. Yamaguchi M, Sugii K, Okada S. Changes of mineral composition and its related enzyme activity in the femur of rats orally administered stannous chloride. J Pharm Dyn 1981;4:874- 878. 68. Yamaguchi M, Sugii K, Okada S. Inhibition of collagen synthesis in the femur of rats orally administered stannous chloride. J Pharmacobiodyn 1982;5:388-393. 69. Zareba G, Chmielnicka J. Effects of tin and lead on organ levels of essential minerals in rabbits. Biol Trace Elem Res 1989;20:233-242. 70. Zareba G, Chmielnicka J. Disturbances in heme biosynthesis in rabbits after administration per os of low doses of tin or lead. Biol Trace Elem Res 1992;34:115-122. 16 Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden Kobolt och koboltföreningar 2003-10-22 Denna rapport är en uppdatering av det vetenskapliga underlaget publicerat 1983 (105) och är baserad på kriteriedokumentet ”Cobalt and cobalt compounds” (83). Kemisk-fysikaliska data Förekomst Kobolt CAS nr 7440-48-4 Kemisk formel Co Molvikt 58,93 Kokpunkt 3100 oC (IARC: 2870 oC) Smältpunkt 1493 oC (IARC: 1495 oC) Den genomsnittliga koncentrationen av kobolt (Co) i jordskorpan är 20 µg/g, men högre koncentrationer finns i nickel- och kopparmalm varifrån ungefär 25,000 ton koboltmetall produceras årligen (65). Co har en naturligt förekommande isotop, 59Co, och har magnetiska egenskaper. Metallen kan ingå i legeringar och kor- roderar inte i luft och vatten vid normala temperaturer. Co är resistent mot baser men är löslig i syra (38, 49, 71, 103, 118). De viktigaste oxidationstalen är +II och +III. Den största delen Co-föreningar som används kommersiellt är vattenlösliga divalenta salter (se tabell 1). Människokroppen innehåller 1000 till 2000 µg Co. Det mesta finns i lever (vitamin B12), njure, hjärta och mjälte samt i låga koncentrationer i serum, hjärna och bukspottskörtel (26, 65, 71). Det dagliga intaget av Co i den allmänna befolkningen ligger mellan 1,7-100 µg och dieten är den huvudsakliga källan. Koncentrationen av luftburet Co i miljön ligger vanligtvis kring 1 ng/m3 men i tungt industrialiserade städer har koncentra- tioner upp till 10 ng/m3 rapporterats. Koncentrationen av Co i dricksvatten varierar mellan 0,1-5µg/l. Tobak bidrar obetydligt till Co-intaget (38). 17 Tabell 1. Identitet och löslighet hos olika Co-föreningar. Data från ref. (40). Föreningens namn Kemisk formel Molvikt CAS nr. Löslighet i vatten1) Kobolt Co 58,9 7440-48-4 olösligt Kobolt(II)oxid CoO 74,9 1307-96-6 3,13 mg/l Kobolt(II,III)oxid Co3O4 240,8 1308-06-1 olösligt Kobolt(II)klorid CoCl2 129,8 7646-79-9 529 g/l (20oC) Kobolt(II)kloridhexahydrat CoCl2 x 6H2O 237,9 7791-13-1 767 g/l (0oC) Kobolt(II)sulfat CoSO4 155,0 10124-43-3 393 g/l (25oC) Kobolt(II)sulfatheptahydrat CoSO4 x 7H2O 281,1 10026-24-1 604 g/l (3oC) Kobolt-aluminiumblått CoO,Al2O3 1333-88-6 olösligt Stellit* Co(48-58%), Cr,Ni,W-legering 12638-07-2 Vitallium* Co(56-68%), Cr,Mo-legering 12629-02-6 Hårdmetall Co(10-25%), blandning med volframkarbid *Varumärke Den viktigaste användningen av metalliskt Co är i legeringar med andra metaller (t.ex. krom, nickel, koppar, aluminium, beryllium och molybden). Legeringar som är viktiga beträffande exponering i yrkeslivet är stellit och vitallium (38). Kobolt används i produktion av superlegeringar, permanenta magneter, dentala och kirurgiska implantat, men viktigast är användningen i hårdmetall (65). Hårdmetall produceras genom en sintringsprocess där finfördelad volframkarbid och Co-metall blandas, upphettas i väteatmosfär, pressas, formas, sintras och slipas. Co fungerar som ett bindemedel för volframkarbid (57). Co används också i en del polerskivor bestående av mikrodiamanter som cementerats fast i mycket fint Co-metallpulver (22, 65, 109). Koboltsalter och Co-oxider används som katalysatorer i organiska reaktioner eller som torkmedel i färger, lacker, fernissor och trycksvärta. Co-oxider, Co-Zn- silikat och spineller används som pigment i glas-, emalj-, keramik- och porslins- produkter (24). Den huvudsakliga exponeringsvägen i yrkeslivet är via andningsvägarna (damm, rök eller dimma innehållande Co), men även hudkontakt är viktigt (38, 64, 91). Yrkesmässig exponering för Co sker huvudsakligen vid framställning, bearbetning och användning av hårdmetall och under tillverkning av Co-pulver, vid användning av Co-innehållande pigment och torkmedel samt under åter- användning av förbrukade katalysatorer (38). I följande översikt över Co-exponering har endast medtagits studier som använt personburen mätutrustning för luftprovtagning. Exponering för luftburet Co är i hög grad beroende av typen av industri och steget i produktionsprocessen (se tabell 2). I allmänhet påträffas de högsta exponeringsnivåerna i hårdmetallin- dustrin under hantering av pulver samt vid pressning (51). 18 Tabell 2. Yrkesrelaterad exponering för kobolt i olika typer av industrier och vid olika produktionssteg uppmätta med personburen luftprovtagning. Värdena är avrundade. Typ av industri n Process Medelhalt (µg Co/m3) Lägst Högst Ref. hårdmetall blandning pressning slipning 459 33 45 7 48 1 6390 2910 482 51 koboltraffinaderi 82 ej specificerat 570* (> 50: 70%) (> 500: 25%) 2 7700 104 diamant/kobolt, 16 blandningsrum 9 2860 31 sågproduktion 7 ugnsrum 6 51 diamantpolering polering 5,3-15 0,2 43 78 tillverkning av tandproteser 3 3 smältning efterbehandling 4 10 3 50 58 tillverkning av tandproteser 79 100 (2,5%) 25-100 (13,9%) <25 (83,6%) 45 tandtekniker 8 ej angivet 50 (20%)** 68 8610 88, 108 stellitsvetsning 5 7 oxyacetylen MAG-svetsning 5* 175* 29 * beräknat aritmetiskt medelvärde med antagen normalfördelning ** Koncentrationen av Co i luft var 50 µg Co/m3 efter förbättring av ventilationssystemet Lufthalterna av Co vid våtslipning kan vara högre än vid torrslipning på grund av exponering för aerosol innehållande Co från skär/kylvätskor (25, 63, 98, 107). Höga lufthalter av Co påvisades också i Co-raffinaderier samt under produktion av Co-innehållande diamantsågar (31, 104). Co-exponeringen i en svensk hårdmetallfabrik rapporterades nyligen i ett abstrakt (96). Luftprover visade att de totala damm- och volframnivåerna låg betydligt lägre än de svenska gränsvärdena, men Co-koncentrationen var ibland hög (extremvärde 1,1 mg/m3). Urinprov som samlades i slutet av arbetsveckan visade Co-nivåer i urinen på ≥15 µg/l hos 29% av arbetarna (n=17) som arbetade vid malning/blandningsavdelningen. Atomabsorptionsspektrometri (AAS) eller röntgenfluorescens rekommenderas för analys av Co i prover från omgivningsmiljön (59). Koncentrationen av Co i blod (B-Co) och urin (U-Co) kan analyseras med AAS (grafitugnsteknik) med Zeeman-bakgrundskorrektion, som är en känslig metod (12, 102). På senare tid har induktivt kopplad plasma-masspektrometri (ICP-MS) visats vara en känslig metod för bestämning av Co i prover från omgivningsmiljön och i urinprov. Likväl konstaterades överskattningar av U-Co vid låga koncentrationer (oexpo- nerade personer). En god korrelation mellan den tidigare använda AAS-metoden och den nyare ICP-MS-metoden tyder på att båda metoderna är tillförlitliga (115). 19 Induktivt kopplad plasmaemissionsspektrometri och röntgenfluorescens verkar vara för okänsliga för analys av Co i biologiska prover (38). Upptag, fördelning, utsöndring Andningsorganen (damm, ånga, aerosol eller gas) och matsmältningsorganen är de huvudsakliga vägarna för upptag (38). Upptagshastigheten av Co eller Co- föreningar beror på deras löslighet i biologiska media (65). Hos två frivilliga försökspersoner som fick inandas Co(II,III)oxid-partiklar med en diameter av 0,8 och 1,7 µm, återfanns 64 respektive 75% i lungorna efter 90 dagar (10). Upptag av oralt givet Co-klorid via matsmältningsorganen hos människa varie- rar mellan 1 och 50% beroende på given mängd Co (71, 99). Upptag av Co-klorid var högre än upptag av Co(II, III)oxid hos människa samt var högre hos kvinnor än hos män (15). Upptaget var högre hos patienter med järnbrist (71, 100). Hudexponering för Co och Co-föreningar kan resultera i ett signifikant hudupptag. En hudupptagshastighet på 2,2 µg Co/cm2/timme rapporterades efter applicering av CoCl2 på humanhud in vitro (111). För hårdmetallpulver kunde hudupptagshastigheten efter exponering på människa in vivo beräknas från data i Scansetti et al. (91), till 0,033 µg Co/cm2/timme. Användning av dessa data, samt tillämpning av ECETOCs kriterier för hudmärkning antyder att hudexponering för hårdmetall eller CoCl2 kan resultera i ett signifikant systemisk exponering, se vidare (83). Av intravenöst givet 60CoCl2 till människa, utsöndrades 60Co huvudsakligen via urin och i mindre utsträckning via avföring. Utsöndringen via urin karaktärise- rades av en snabb fas som sträcker sig några dagar (halveringstid 0,3-0,7 dagar), följt av 2 intermediära komponenter (halveringstider 3-8 och 40-80 dagar) samt en långtidskomponent (halveringstid ungefär 800 dagar) (99). Medelutsöndringen via urin av oralt administrerat radioaktivt märkt CoCl2 till människa (20 µmol) uppskattades till 18% (9-23%) av dosen inom 24 timmar (100). Oralt administrerat koboltsulfat heptahydrat till dräktiga råttor visade att Co kan passera moderkakan. Både moderns och fostrets blodkoncentrationer var högre efter oral behandling med koboltsulfatheptahydrat jämfört med koboltklorid- hexahydrat (106). Höga koncentrationer av Co i fostrets skelett (samt i brosk- strukturer hos modern) hittades efter att CoCl2 givits till dräktiga möss (38). Biologisk exponeringsmätning Koncentrationer av Co i urin, serum och blod hos personer som inte exponerats för Co i yrkeslivet ligger mellan 0,1-2 µg/l (38). En god korrelation mellan expo- nering för lösliga Co-föreningar (metaller, salter och hårdmetaller) och nivåer av U-Co eller B-Co påvisades när Co-exponeringen mättes med persoburen luft- provtagning. Dessa data kan användas för att bedöma exponering på gruppnivå (67). U-Co är att föredra framför B-Co eftersom ökningar av luftburet Co kan upptäckas vid lägre nivåer (28, 38). Enligt Scansetti et al. ger nivåerna av U-Co efter avslutat måndagsskift en uppskattning av hårdmetallexponeringen under 20 samma dag, medan prov taget efter avslutat fredagsskift kan relateras till den kumulativa exponeringen under hela veckan (92). En sämre korrelation mellan halten av Co i luft och U-Co eller B-Co konstaterades från Co-oxidframställning (67). Toxiska effekter Respiratoriska systemet Blandad exponering för metalliskt kobolt, koboltsalter och koboltoxider kan orsaka astma och obstruktiv lungfunktionsnedsättning. Hårdmetall och kombi- nerad exponering för Co och diamantpartiklar kan ge upphov till interstitiell lungsjukdom och astma. En översikt av mekanismerna för kobolttoxicitet diskuteras i kriteriedokumentet (83), se även avsnittet om mutagenicitet. Humandata Metalliskt Co, Co-oxider och Co-salter En fall-kontrollstudie (90) med 21 fall (arbetare med astma) och 55 kontroll- personer (arbetare utan astma, slumpmässigt utvalda från hela företaget) utfördes på ett företag med blandad exponering, bestående av en kobolt-, en zink- och en svavelfabrik. Risken för astma ökade hos personer som exponerades för Co (åldersjusterat OR= 4,8; 95% konfidensintervall, KI, 2,0-11,7), dvs. för de som arbetade i koboltfabriken med en exponering för koboltsulfat eller koboltmetall- damm. Rökning kunde inte associeras med astma. Nivåerna varierade från mindre än 10 till 100 µg Co/m3 i koboltfabriken (stationär provtagning) och från 10 till 50 µg Co/m3 i området för kobolt-rostning (personburen provtagning). Fem av fem- ton personer med astma som regelbundet exponerades för Co uppvisade en positiv reaktion för CoCl2 i ett provokationstest och en person en positiv reaktion på damm från byggnaden för Co-rostning. Medelexponeringstiden (median) tills de första astmatiska symptomen uppträdde för de 6 arbetarna med positiva provoka- tionstest var 11 månader (mellan 2-36 månader). Ett undersökningsformulär som fyllts i när de anställdes gav inga belägg för att de då hade astma. I 12 av de astmatiska koboltarbetarna försvann astman efter det att exponeringen upphört. Två exponerades senare oavsiktligt för Co (vattenlösligt Co-damm respektive metalliskt Co) och visade typiska kliniska symptom på astma samt positiva provokationstest med CoCl2 (90). En senare studie i samma företag rapporterade ytterligare ett fall av arbetsrelaterad astma med en positiv reaktion för Co i ett provokationstest (62). I en tvärsnittsstudie undersöktes 82 arbetare på ett Co-raffinaderi och jämfördes med 82 kontroller som inte exponerats för lungirriterande ämnen och som matchats avseende ålder och kön. Arbetarna hade exponerats för Co-metall, oxider och salter, i halter mellan 2-7700 µg Co/m3 (geometriskt medelvärde 125 µg Co/m3, 164 exponeringsmätningar), under en medelexponeringstid på 8 år. De exponerade arbetarna, speciellt rökarna, klagade oftare på andnöd och pipande 21 andning. Dessutom konstaterades ett signifikant positivt samband mellan de aktuella halterna av Co i luft eller urin och andnöd vid ansträngning. Man fann även ett signifikant samband mellan aktuell exponeringsnivå (Co i luft och urin) i den exponerade gruppen och en minskning av FEV1/FVC (104). Ingen effekt på lungfunktionen påvisades i en tvärsnittsstudie på 224 arbetare som exponerades för Co-metall, oxider och salter i halter under 50 µg Co/m3 och en medelexponeringstid på 7,3 år. Kontrollpersonerna (n=161) arbetade i labora- torium, kontor eller kärnkraftsverk (90). Lungfunktionen var inte heller försämrad i en tvärsnittsstudie bland 49 arbetare som exponerats för 520 µg Co/m3 (Co- metall och oxider). Medelexponeringstiden var 10,7 år. Kontrollpersonerna (n=46) hade inte exponerats för Co och var matchade avseende rökning (72). Ingen interstitiell lungsjukdom (se nedan) rapporterades i dessa studier där arbetare exponerades för Co-metall, oxider eller salter (62, 72, 104, 110). Baserat på dessa studier kan man dra slutsatsen att exponering för Co-metall, oxider och salter kan inducera astma (62, 90). En studie rapporterade ett positivt doseffekt-samband mellan Co-exponering (Co-metall, oxider och salter) och obstruktiv lungfunktionsförsämring (104). Två andra studier fann inget sådant samband (72, 90). Interstitiell lungsjukdom kunde inte påvisas bland arbetare som exponerats för Co-metall, oxider och salter (62, 72, 104, 110). Hårdmetall Interstitiell lungsjukdom (eng.: interstitial lung diseas, ILD) är en grupp av sjukdomar som karaktäriseras av inflammatoriska förändringar i lungans interstitium. Dessa sjukdomar karaktäriseras ofta av fibros och exempel är allergisk alveolit, sarkoidos, asbestos, silikos och hårdmetallunga. De tecken och symptom som associeras med dessa sjukdomar inkluderar hosta, slem- bildning, restriktiva förändringar och minskad diffusionskapacitet. I svåra fall av hårdmetallunga är lungfunktionen mycket försämrad och dödsfall har rapporterats. Sprince et al. utförde en tvärsnittsstudie bland 1039 arbetare som producerade hårdmetall (101). Yrkesrelaterad pipande andning förekom hos 113 arbetare. Arbetarna delades in i grupper efter aktuell exponeringsnivå och prevalensen av pipande andning i de olika grupperna var 9,2%, ≤50 µg/m3; 18,1%, >50 µg/m3 till ≤100 µg/m3; 15,4%, >100 µg/m3. Oddskvoten (OR) för yrkesrelaterad pipande andning var 2,1 (X2=9.5, p<0,002) för aktuell koboltexponering som översteg 50 µg Co/m3 jämfört med exponering ≤50 µg Co/m3, efter justering för rökning, ålder, kön och ras (någon relativ risk kunde inte beräknas från de data som gavs i studien). Röntgenologiskt påvisbara lungförändringar definierades enligt ILO- klassificeringen (”profusion of small opacities” ≥1/0). Sådana lungförändringar påvisades hos 26 arbetare och OR var 5,1 (X2=4,8, p<0,029) för en livstids-medel- exponering för kobolt >100 µg/m3, jämfört med exponering ≤100 µg/m3, hos personer med en latenstid på över 10 år och efter justering för paketårs tobak- konsumtion och ålder. Livstids-medel-exponering definierades som kumulativ Co-exponering dividerat med total exponeringstid. Arbetare med röntgeno- logiska lungförändringar ≥1/1 enl. ILO-klassificeringen eller DLCO ≤70% 22 och FEV1/FVC% ≥ 75% bedömdes ha interstitiell lungsjukdom. Sju personer uppfyllde dessa kriterier och på 2 av dem gjordes lungbiopsi som visade interstitiell fibros. Hårdmetallslipare hade en lägre diffusionskapacitet för kolmonoxid jämfört med icke-slipare, trots att de exponerades för lägre halter luftburet Co (101). Liknande fynd har rapporterats av Sjögren et al. och Kennedy et al., som fann en ökad förekomst av lungsjukdom och restriktiv lungfunktions- nedsättning hos våtslipare (47, 98). Eftersom våtslipare använder kylvätskor som ofta innehåller höga koncentrationer av Co, kan ytterligare exponering ha skett genom hud/magtarmkanalen. I en tvärsnittstudie undersöktes 425 exponerade arbetare och 88 kontroller från tre hårdmetallfabriker. Diffusionskapaciteten för kolmonoxid var lägre bland exponerade arbetare än bland kontrollerna. Denna skillnad var mer uttalad bland kvinnor än hos män. Små avvikelser i lungröntgen var mer frekvent bland expone- rade män än bland kontrollerna (prevalens: 19,5% vid en medelexponering på 30- 220 µg Co/m3 och 24% vid 45-272 µg Co/m3). Personer med avvikande lung- röntgenfynd uppvisade en svagt restriktiv lungfunktionsnedsättning jämfört med matchade kontrollpersoner. Skillnaden kunde inte förklaras med olikheter i rökvanor (70). Symptom och tecken på alveolit påvisades i en fallstudie bland hårdmetall- arbetare (98). En annan fallstudie rapporterade diffus interstitiell lungsjukdom bland hårdmetallarbetare (17). Exponeringsmätningarna i båda studierna var dåligt beskrivna. Ingen interstitiell lungsjukdom påvisades bland 319 hårdmetallarbetare med en medelexponering på upp till 688 µg Co/m3 under 1-29 år (55) eller bland 250 hårdmetallarbetare indelade i sex grupper med en medelexponering som varierade mellan 2 och 60 µg Co/m3 under 7-11 år (för torrsliparna var medel- exponeringstiden 4 år) (2). I en japansk tvärsnittsstudie hade 18 av 319 (5-6%) hårdmetallarbetare astma (förekomsten av astma i den allmänna befolkningen angavs inte). Alla nio patienter med astma som provokationstestades med CoCl2 var positiva. Medel- exponeringen för Co för fyra av astmafallen var 18, 24, >31 och >1203 µg Co/m3 (52, 55). Shirakawa rapporterade att medelexponeringen av Co låg mellan 7 och 227 µg/m3 för 8 patienter som utvecklade arbetsrelaterad astma. Fyra av dessa åtta patienter var atopiker och sju uppvisade bronkiell hyperreaktivitet för metakolin. Alla 8 patienter var positiva i provokationstest med 1% CoCl2, medan kontroll- personerna, inklusive 6 astmatiska patienter med hög känslighet för metakolin, var negativa. Volfram framkallade inte astma i provokationstester. Jämförelser av serumprov från 60 astmatiska patienter och 25 arbetare utan symptom från samma fabrik visade att fyra personerna med astma hade specifika IgE anti- kroppar mot kobolt konjugerat till humant serumalbumin (97). Försämrad lungfunktion orsakat av hårdmetallexponering har rapporterats i många studier (2, 47, 53, 55, 70). Två viktiga studier med låga exponeringsnivåer diskuteras nedan i detalj. I åtta sågverk som frivilligt deltog i en tvärsnittsstudie, jämfördes 118 arbetare som slipade sågklingor (90% deltagande) med en extern kontrollgrupp (buss- 23 mekaniker, antal inte angivet). Sliparna delades in i 7 grupper som utförde olika uppgifter, inklusive våt- och torrslipning. Våtslipning definierades som slipning med hårdmetall minst 10% av tiden, där minst 50% av slipningen utfördes med kylvätska. Torrslipning definierades likadant, men krävde att minst 50% av slipningen skedde utan kylvätska. Lufthalterna av Co under hela skiftet bestämdes hos varje slipare mellan 1 och 4 gånger. Co uppmättes (detektionsgräns 0,64 µg/m3) i 62 av 278 prov (medel 9, max 106, SD 20 µg/m3). Medelkoncentrationen av Co i använda kylvätskor från slipmaskiner av hårdmetall var 0,7 g/l (n=29). Ungefär tre gånger högre förekomst av hosta, slem och pipande andning relaterat till arbetet rapporterades bland sliparna jämfört med bussmekanikerna. Våt- sliparna hade signifikant lägre FEV1- och FVC-värden jämfört med de andra sliparna och bussmekanikerna, men ingen skillnad sågs mellan de andra sliparna och bussmekanikerna. Effekten på våtsliparna kunde inte förklaras med skillnader i rökvanor. Den beräknade medelexponeringen i torrslipargruppen var 5,4 µg Co/m3 och i våtslipargruppen 5,6 µg Co/m3. Både Co-exponeringen från hård- metall vid våtslipning och arbetstiden, var signifikant associerat med minskat FEV1 och FVC hos våtsliparna. Den luftburna Co-exponeringen var jämförbar för våt- och torrsliparna och författarna spekulerade i att hudupptag av Co hos våtsliparna kan ha bidragit till den systemiska exponeringen. Andra spekulationer för att förklara skillnaden i effekt mellan våt- och torrslipare var att kylvätskan kan ha en adjuvanteffekt och/eller ändrar kobolts oxidationstal. Våtslipare av andra metaller, t.ex. stellit och låglegerat stål, som använde samma kylvätska, uppvisade ingen nedsatt lungfunktion (47, 107). I en tvärsnittstudie delades hårdmetallarbetare från fyra stora svenska hård- metallindustrier in i sex olika exponeringsgrupper enligt jobbkategori (1, 2). Medelexponeringstiden för Co var 7–11 år, förutom för torrslipare som hade en medelexponeringstid på 4 år. Kontorsarbetare i samma industrier användes som kontroller. Dessa matchades parvis till varje exponeringsgrupp med avseende på kön, ålder, längd och rökvanor. Exponeringsnivåerna var baserade på luftprov- tagning med personburen mätutrustning (andningszonen). Flera symptom var mer vanliga bland de koboltexponerade arbetarna (tabell 3). Enligt en intervju- undersökning var förekomsten av ögon-, näs- eller halsirritation signifikant ökad i alla relevanta exponeringsgrupper (angivna medelexponeringsnivåer 3–60 µg Co/m3), men utan något tydligt dos-respons samband (tabell 3). Hosta med slem var också signifikant ökad i den lägsta exponeringsgruppen men med ett in- konsekvent dos-respons-mönster. Kronisk bronkit var signifikant mer frekvent endast i den högsta (60 µg Co/m3) exponeringsgruppen (tabell 3). Dessa kroniska symptom var vanligare bland rökare. Inga detaljer om intervjuundersökningen angavs. Lungfunktionstester på arbetare i den högsta exponeringsgruppen (60 µg Co/m3) uppvisade ett signifikant försämrat FEV1, FEV%, och MMF (Maximal Midexpiratory Flow) jämfört med parade kontroller och i FVC, FEV1, och MMF 24 Tabell 3. Frekvens av symptom (% exponerade/% kontroll) i olika grupper yrkesmässigt exponerade i fyra hårdmetallfabriker i Sverige. Omarbetatd från Alexandersson (2)1. Typ av jobb (exponerings- grupp) Kontors- arbete (kontroll) Avsynare2 Plan- slipare Pulver- hantering Våt- slipare Torr- slipare Pulver- och slipmaterial- hantering Medelexponering3 (µg Co/m3) 0,8 – 0,9 2 3 5-10 8 12 60 Irritation i ögon, näsa eller hals - 18/0 35/7 27/0 35/4 32/0 40/2 Andfåddhet och tungt att andas under arbetet - 9/0 3/0 10/0 16/0 16/0 24/0 Hosta utan slem - 14/4 14/17 20/3 23/7 8/8 8/10 Hosta med slem - 21/0 28/3 10/0 23/5 4/4 35/6 Kronisk bronkit4 - 4/0 0/0 0/0 5/0 0/0 11/0 Tryckkänsla i bröstet - 34/18 24/21 33/17 46/18 32/16 27/18 Antal personer5 - 44 29 30 57 27 63 1Fet text indikerar signifikant skillnad mellan exponerad grupp och kontrollgrupp (p≤0,05). 2Enligt författarna är symptomen i denna grupp förmodligen beroende på selektion och inte relaterat till Co-exponering. 3Tidigare exponeringar rapporterades ha varit högre. 4Diagnostiserat av läkare. 5Exponerade och kontroller var parvis matchade med hänsyn till kön, ålder, längd och rökvanor. Astmatiker inkluderades inte. under arbetsveckan. Hos torrslipare exponerade för 12 µg Co/m3 påvisades ten- denser till försämrat FVC jämfört med kontroller, och i våtslipare exponerade för 8 µg Co/m3 försämrades FEV1 och MMF under arbetsveckan. Ingen signifikant försämring av lungfunktionen påvisades i de andra exponeringsgrupperna. Det kan noteras att exponeringsmätningarna var de allra senaste, utförda inom några år (inga ytterligare detaljer angavs). Exponeringen hade varit betydligt högre tidigare (2). Följaktligen kan de kroniska symptomen ha orsakats av tidigare, högre expo- neringar. En uppföljning av 27 arbetare 5 år senare visade ytterligare försämringar av FEV1 bland rökare. Medelexponeringen hos dessa arbetare minskade från 80 till 30 µg Co/m3 under denna period (6). Bland rökare konstaterades ett dos- effekt-samband mellan U-Co och FEV1 och mellan B-Co och FEV1 (5). Manliga rökande hårdmetallexponerade arbetare hade minskad FEV1, maximalt expiratoriskt flöde och forcerat expiratoriskt flöde vid 50% av vitalkapaciteten. Denna effekt sågs endast hos hårdmetallarbetare som rökte. Arbetarna delades in i tre exponeringsgrupper (≤50, 50-100 and ≥100 µg Co/m3). Rökvanor delades in i rökare, f.d. rökare och icke-rökare (54). Sexton före detta fabriksarbetare med diagnosen hårdmetalllunga och med tidigare kobolt- och lösningsmedelsexponering testades för minnesfunktioner. Arbetarna hade exponerats under 2-35 år (nivåerna angavs inte) och förflyttades 25 från arbetet 1 månad till 8 år före testning. Resultaten visade brister i upp- märksamhet samt i språkligt korttidsminne (42). Om dessa rapporterade effekter var sekundära effekter till hypoxi på grund av lungfunktionsnedsättning, eller en direkt effekt av Co på CNS, går ej att bedöma. Sammanfattningsvis har irritativa effekter (på ögon, näsa och hals) vid hård- metallexponering rapporterats vid en medelexponeringsnivå på 3 µg/m3 (2). Vidare har interstitiell lungsjukdom vid hårdmetallexponering rapporterats (17, 70, 98, 101). Inga epidemiologiska data är tillgängliga gällande interstitiell lung- sjukdom orsakat av volframkarbid utan Co. Restriktiv lungfunktionsnedsättning har påvisats bland våtslipare exponerade för en medelhalt av Co på 5,6 µg/m3 (47). Flera studier rapporterade ökad lungtoxicitet hos våtslipare jämfört med torrslipare, som kan vara ett resultat av ytterligare exponering för Co via huden från Co-innehållande kylvätskor (47, 98, 101). Hårdmetall kan också inducera astma (52, 55, 97). Koboltinnehållande diamantpoleringsdamm Demedts et al. rapporterade 5 fall av interstitiell lungsjukdom bland diamant- polerare som använde Co-innehållande slipskivor. Inga exponeringsmätningar angavs (22). I en studie har tre fall av bronkiell astma bland diamantpolerare beskrevits. Patienterna hade arbetat med slipskivor innehållande Co. Alla tre patienter var positiva vid inandning av kobolt i ett provokationstest (32). I en tvärsnittstudie delades 194 diamantpolerare som arbetade med Co-inne- hållande slipskivor och 59 kontroller som arbetade med slipskivor utan Co, in i tre dosgrupper. Co-exponeringen bland kontrollerna varierade mellan 0,08 och 1,5 µg/m3. Medelexponeringen för Co i den lägsta och högsta exponeringsgruppen var 5,3 µg Co/m3 respektive 15 µg Co/m3. Medelkoncentrationen i urin för de tre dosgrupperna var 2, 7 respektive 21 µg Co/g kreatinin. FVC och FEV1, men inte FEV1/FVC-kvoten, var signifikant lägre i den högre exponeringsgruppen jämfört med den lägre exponeringsgruppen. Detsamma fann man när den högre expone- ringsgruppen jämfördes med den sammanslagna lägre exponeringagruppen och kontrollgruppen. Effekterna var mer uttalade bland kvinnor. Skillnaderna berodde inte på skilda rökvanor. Eftersom både exponeringsmätningar och hälsounder- sökningar var tvärsnittsbaserade, kan effekterna på lungfunktionen ha under- skattats pga. en healthy-worker-effekt (78). I en tvärsnittsstudie av 48 arbetare som producerade sågar innehållande Co och diamant och med 23 kontroller, sågs en minskning av FVC och FEV1 (men inte FEV1/FVC-kvoten) hos både rökare och icke-rökare. Icke-rökare som varit expo- nerade i mer än 5 år hade en tendens till obstruktivitet. Exponeringarna varierade mellan 6,2-2875 µg Co/m3 (31). Sammanfattningsvis kan slutsatsen dras att en kombinerad exponering för Co och diamantpartiklar kan orsaka interstitiell lungsjukdom och inducera astma. Restriktiv lungfunktionsnedsättning rapporterades bland arbetare som både exponerades för diamantpartiklar och en medelkoncentration av Co på 15 µg/m3. 26 Vitallium Exponering för vitalliumdamm, en legering av Co (56-68%), krom och molybden, har associerats till utveckling av pneumokonios bland tandtekniker (77, 94, 95). I en tvärsnittsstudie visade 37 tandtekniker med minst 5 års (mellan 5-36 år) vitalliumexponering, restriktiv lungfunktionsnedsättning jämfört med ett historiskt kontrollmaterial. Ett dos-respons-samband mellan exponering för vitalliumdamm, (uttryckt i timmar per vecka) och minskning av både FVC och FEV1 påvisades. Minskningen var mer uttalad bland rökare än bland icke-rökare och före detta rökare. Sex (16%) av de 37 tandteknikerna uppvisade röntgenfynd som tydde på pneumokonios. Dammmätningar utfördes bland de tekniker (10 personer) som arbetade med vitallium 20 timmar per vecka eller mer. Nivån av Co i luften uppmättes till mellan 25 och 1600 µg Co/m3 om inget punktutsug användes. Med punktutsug var nivån av Co lägre än 25 µg/m3 (95). Tandtekniker exponeras för en komplex blandning av dammpartiklar och det är omöjligt att urskilja asbest- eller kiselkarbidfibrer eller andra ämnen som aluminiumsilikat, kvarts, korund, eller vitallium som enskild orsak till lungfunktionsnedsättning (95). Pneumokoniosen som associerats med exponering för vitallium skiljer sig från interstitiell lungsjukdom orsakad av hårdmetallexponering (66). Vitallium, till skillnad från hårdmetall, är en homogen legering och Co i vitallium är an- märkningsvärt stabilt i biologiska vätskor, medan Co i hårdmetall är snabblösligt och kan inte påvisas i lung- eller bronkoalveolär sköljvätska från patienter. Inga jätteceller eller deskvamativ alveolit har påvisats hos tandteknikerna (66). Co-Zn-silikat Försämrad lungfunktion efter exponering för Co-Zn-silikat har rapporterats i en tvärsnittsstudie. En minskning av det forcerade expiratoriska flödet vid 25% och 50% av vitalkapacitet sågs. Exponeringsmätningarna av Co var osäkra eftersom tekniska justeringar av ventilationen gjordes under studien (88). I denna studie var antalet rökare högre bland de exponerade arbetarna än bland kontrollerna och ”rökning kan vara en konfonder” (15). Djurdata Inhalationsexponering med Co-sulfatheptahydrat på råttor under 13 veckor påverkade lungorna. Inflammation (histiocytära infiltrat) i lungan påvisades vid koncentrationer lika med eller högre än 400 µg Co/m3 och allvarligare inflam- mation påvisades vid en koncentration lika med eller högre än 1100 µg Co/m3. Regeneration av bronkioler och septal och peribronkiol fibros konstaterades vid koncentrationer lika med eller högre än 11000 µg Co/m3 (13, 80). Råttor som exponerades för aerosol innehållande Co-sulfatheptahydrat under 2 år utvecklade alveolär inflammation och interstitiell fibros vid 100 µg Co/m3. Möss var mindre känsliga i denna studie (14, 81). 27 Kaniner exponerades för 400 eller 2000 µg Co/m3 (Co-klorid i aerosolform) under 14-16 veckor. Vid den högre koncentrationen visades ett ökat antal makro- fager i bronkoalveolär sköljvätska. Lysozymaktiviteten och den oxidativa meta- boliska aktiviteten i makrofagerna var ökad i båda exponeringsgrupperna (41). Minskad lungcomplience och tecken på interstitiell fibros i form av ökad septalt kollagen har visats hos minigrisar efter inhalationsexponering för 100 µg/m3 Co- pulver under 3 månader (48). Råttor exponerade för en intratrakeal engångsdos av Co och volframkarbid- partiklar blandade i fysiologisk saltlösning (10000 µg/kg bw, motsvarade 600 µg Co/kg bw), fick akut alveolit under minst 1 månad. Ingen fibros sågs efter 4 månader. Intratrakeal exponering för antingen kobolt (600 µg Co/kg bw) eller volframkarbid (10000 µg/kg bw) resulterade i mycket små effekter. Utökning av exponeringen till 4 doser av en blandning av Co och volframkarbid, givna med en månads mellanrum, resulterade i interstitiell fibros. Exponering för enbart Co eller volframkarbind gav ingen sådan effekt (56). Hamstrar exponerade för Co(II)oxid i aerosolform (8000 µg Co/m3) i upp till 22 månader, utvecklade tidigt pneumokonios. Denna karaktäriserades av interstitiell pneumonit, diffus granulomatös pneumoni och fibros av alveolarsepta (114). Hud Hudexponering för kobolt och koboltföreningar kan förekomma i de industrier som nämns i tabell 2, samt vid arbete med betong där cementen innehåller Co. Co är en av de vanligaste kontaktallergenerna och av patienter med handeksem är 4% lapptestpositiva för CoCl2 (43). Kunskapen om orsaken till sensibilisering och elicitering av eksem är emellertid begränsad. Solitär Co-allergi, utan samtidig kontaktallergi mot nickel eller krom, ses huvudsakligen bland hårdmetallarbetare och i glas- och porslinsindustrin. Fem procent av 853 hårdmetallarbetare i en fabrik var allergiska mot kobolt (30). Kontaktallergi för Co förekommer oftast samtidigt med kontaktallergi för andra metaller (nickel och/eller krom). Detta anses emellertid inte bero på korsreaktivitet utan på en blandad exponering, dvs. personen har blivit sensibiliserad även för nickel respektive krom (37, 61). CoCl2 har klassats som ett grad 3 allergen (högst: 5) i sensibiliseringstest på människa (”Human maximation test”), och som ett grad 5 allergen (högst: 5) i test på marsvin (Guinea Pig Maximisation Test, GPMT). Djuren reagerade inte på nickelsulfat eller kromat vilket överensstämmer med teorin om multipel sensibilisering snarare än korsreaktivitet mellan metallerna (60, 61, 112, 113). Enstaka fall av fotokontaktdermatit på grund av kobolt har beskrivits (89). Sköldkörteln Co-terapi av patienter med anemi orsakade förstoring av sköldkörteln, förenat med en försämrad sköldkörtelfunktion. Doserna som gavs var 3000-4000 µg Co/kg/dag under 3-7,5 månader (50). Minskningar av T3 och T4 i plasma, samt en ökning av TSH påvisades hos 82 arbetare som exponerades för 2–7700 µg Co/m3 28 under 8 år (104). I motsats till detta konstaterades en ökning av T4, marginellt minskat T3 samt oförändrat TSH bland 25 porslinsmålare som exponerats för halvlösliga Co-Zn-silikater. Medelkoncentrationen av Co i urinen hos dessa arbetare var 1,17 µg/mmol kreatinin. Lufthalter på ca 50 µg/m3 rapporterades, men vilka mät- och analysmetoder som använts angavs inte (87). Sammantaget är data gällande toxiska effekter på sköldkörteln av Co-exponering i yrkeslivet inkonklusiva. Kardiovaskulära systemet, blod och blodbildande organ Kardiomyopati påvisades bland storkonsumenter av öl efter att Co-klorid eller Co- sulfat hade tillsatts till ölet. Det uppskattade dagliga intaget var 6000-8000 µg Co. Noterbart är att patienter som behandlades med Co-klorid upp till 100 000 µg/dag inte utvecklade kardiomyopati. Alkoholintag samt dåligt näringshälsotillstånd (lågt proteinintag) kan ha bidragit till kardiomyopatin bland öldrickarna (65, 93). Kardiomyopati beskrevs också hos 2 arbetare som exponerats för höga halter damm från Co-innehållande malm (39) samt i några fall där inga exponeringsdata angavs (11, 46). Trettio hårdmetallarbetare som exponerats under 10-15 år hade en normal hjärtfunktion i vila. Hos hårdmetallarbetare med avvikande lung- röntgenfynd, minskade högerkammarens ejektionsfraktion vid ansträngning. Detta fynd var förmodligen sekundärt till lungfibros med tidig cor pulmonale (36, 93). Alexandersson och Atterhög jämförde 42 torrslipare, 43 våtslipare och 61 pulver- hanterare med 126 kontroller. Medelexponeringen för Co i grupperna var 10 µg Co/m3 för både torr- och våtsliparna, 60 µg Co/m3 för pulverhanterarna samt noll i kontrollgruppen. Endast våtsliparna hade ST- och T-sänkningar i EKG med en ökad frekvens ektopiska hjärtslag. De uppvisade ingen nedsatt lungfunktion. Man fann inga EKG-förändringar i de andra grupperna (3). De små EKG-föränd- ringarna bland våtsliparna försvann efter 4 veckors semester (4). Ingen ökad dödlighet av sjukdomar i cirkulationssystemet påvisades i en fransk kohortstudie bland Co-produktionsarbetare (födda i Frankrike), SMR=0,80; 95% KI 0,36-1,51 (73), samt i en kohortstudie bland 7459 hårdmetallarbetare, SMR= 0,88; 95% KI 0,75-1,03 (74). Detta var i motsats till en svensk kohortstudie där ökad dödlighet från ischemisk hjärtsjukdom påvisades bland hårdmetallarbetare. Denna effekt konstaterades enbart i gruppen med högst exponering (upp till 11000 µg Co/m3) med mer än 10 års anställning och som hade dött mer än 20 år efter första exponeringen (16 fall mot 9,4 förväntade, SMR=1,69; 95% KI 0,96- 2,75 (35). De beräknade oddskvoterna baserades på totalbefolkningen som referensgrupp. Tidigare har Co används terapeutiskt för att öka antalet röda blodkroppar, hemoglobin- och hematokritnivåerna. De orala doserna som gavs låg mellan 6200-12400 µg Co/dag under 12-30 veckor (26). I en tvärsnittsstudie bland 82 arbetare i ett Co-raffinaderi och 82 åldersmatchade kontroller, rapporterades en minskning av hematokrit- och hemoglobinvärdena som inte kunde förklaras av 29 författarna (104). Co ökar erytropoietinhalterna genom att simulera hypoxi (7, 33, 65). Flera studier har visat att råttor, grisar och marsvin utvecklar kardiomyopati efter oral tillförsel av Co-salter. De administrerade doserna varierade mellan 3000 och 100 000 µg Co/kg/dag under 3 dagar upp till 20 veckor. Resultatet antyder att tiamin- eller proteinbrist kan förvärra detta tillstånd (27). EKG-förändringar rap- porterades hos minigrisar efter inhalationsexponering för 100 µg/m3 Co-pulver under 3 månader. EKG-förändringarna var minskade QRS-komplex som tecken på nedsatt kammarkontraktilitet och T-vågsförändringar som tecken på repolari- sationsstörningar (48). Hanmöss (B6C3F1) inhalationsexponerades för koboltsulfatheptahydrat (median aerodynamiska diameter 1,5-1,8 µm), 3,0 mg/m3 (motsvarande 630 µg Co/m3) under 2 år. Arterit sågs i hjärta och njure (75). Optisk atrofi och dövhet Bilateral dövhet och försämrad syn rapporterades i en fallrapport där en 48-årig arbetare exponerats för Co-pulver, 50 timmar i veckan under 20 månader. Inga exponeringsmätningar angavs. Besvären försvann när han slutade arbetet. Syn- nedsättning (optisk atrofi) påvisades hos en patient som fått en total dos av 73 g CoCl2 under 3 år. Bilateral dövhet på grund av nervskador påvisades hos en patient som fått en daglig dos av 100 000 µg CoCl2 under 6 månader. Fyra av 16 patienter som behandlades med CoCl2 klagade över tinnitus efter 4-16 veckors behandling. Effekten försvann efter avslutad behandling (69). Mutagenicitet, carcinogenicitet Den carcinogena potentialen hos Co och dess föreningar utvärderades av IARC 1991 (38). Den generella slutsatsen var att Co och Co-föreningar möjligen är cancerframkallande för människa (grupp 2B). Denna bedömning baserades på otillräckliga belägg för att anse ämnet cancerframkallande på människa och tillräckliga, begränsade eller otillräckliga (beroende på typen av koboltförening) belägg för att anse ämnet cancerframkallande i försöksdjur. Bildandet av reaktiva syreradikaler (eng. reaktive oxygen species, ROS) är en gemensam mekanism för hur genotoxicitet kan orsakas av kobolt(II)-joner, koboltmetall och hårdmetall (Co och volframkarbid), och kobolt och kobolt- föreningar anses fungera som indirekta genotoxiska substanser på grund av detta. Co(II)-joner hämmar dessutom DNA-reparation. Vid bildning av reaktiva syre- radikaler från metalliskt kobolt och hårdmetall oxideras Co till Co(II)-joner (68). I en grupp (n= 78) arbetare som selekterats för tidigare kadmiumexponering, men som också exponerats för Co (medelluftnivå: 2,0 µg Co/m3, form av Co inte definierat) och bly, korrelerade nivåerna av DNA-SSB (enkelsträngsbrott) i enkärniga vita blodkroppar med Co-nivåerna i luft (personburen provtagning). Ökade nivåer av SSB registrerades vid Co-nivåer mellan 4-10 µg/m3. En hämmad reparationsaktivitet av DNA addukter (8-oxoguanin) i blod från dessa arbetare 30 rapporterades också, men refererades till som opublicerade data. Författarna drog slutsatsen att Co var den viktigaste faktorn, men att interaktioner med kadmium och/eller bly var sannolika (34). Co-joner Intratrakeal administrering av Co-klorid till hamstrar orsakade oxidation av tiolgrupper vilket indikerar oxidativ stress (79). Intraperitonell administrering av Co(II)-joner till råttor gav oxidativa DNA-skador, orsakade av hydroxylradikaler, i kromatinet i njure, lever och lunga (44). Kromosomala förändringar påvisades även hos möss efter oral administrering av Co-klorid (82). DNA-skador har påvisats i humana lymfocyter som exponerats in vitro för icke-cytotoxiska koncentrationer av Co-klorid (21). Inhalationsexponering för Co-sulfatheptahydrat hos råttor och möss under 13 veckor orsakade skivepitelmetaplasier i struphuvudet (13, 80). Co-sulfathepta- hydrat studerades även i en 2-årig inhalationsstudie. Ett signifikant ökat antal alveolära/bronkiolära tumörer konstaterades både hos hanar och honor (råtta och mus) jämfört med kontroller. Antalet benigna, komplexa eller maligna feokromo- cytom var signifikant ökat i han- och honråttor. Den övergripande slutsatsen var att det finns vissa belägg för carcinogenicitet i hanråttor och klara belägg i hon- råttor och i han- och honmöss (14, 81). EU har klassificerat Co-klorid och sulfat som substanser som genom inandning kan orsaka cancer hos människa (Kategori 2 carcinogener) (68). Sammanfattningsvis finns det belägg för att Co(II) har carcinogena effekter på djur. Inga belägg för genotoxicitet eller carcinogenicitet på människa finns tillgängliga. Co-metall och Co-oxider Ingen ökning av genotoxiska biomarkörer i lymfocyter kunde påvisas bland 35 arbetare från Co-raffinaderier jämfört med matchade kontroller. Medel- exponeringen för Co var 20 µg Co/m3 (20). Två kohortstudier har utförts bland arbetare i en elektrokemisk fabrik som producerade Co och natrium. I den första studien (1950-1980) fann man ett signifikant överskott av lungcancer bland Co-producerande arbetare (SMR 4,66; 95% KI 1,46-10,64), men antalet fall var bara 4. Ingen hänsyn togs till rökning (76). I uppföljningsstudien (1981-1988) av samma författare kunde man inte bekräfta hypotesen om ett samband mellan lungcancer och Co-exponering (SMR 0,85; 95% KI 0,18-2,50). Ingen arbetare dog av lungcancer under uppföljnings- tiden. I utvärderingen av de 4 fallen i den första studien (som använt sjukjournaler för att bestämma antalet lungcancerfall), saknades dödsbevis för 1 av de 4 fallen. Detta betyder att det bara var 3 fall av lungcancer i den senare studien (73). Sammanfattningsvis kan fastställas att epidemiologiska studier är otillräckliga för att bedöma den carcinogena potentialen hos Co-metall. Enligt IARCs bedömning finns tillräckliga belägg för att Co(II)-oxid är cancerframkallande på försöksdjur samt otillräckliga belägg för att Co(II,III)-oxid är cancerframkallande 31 på försöksdjur (38). Ingen studie kunde hittas i litteratur publicerad efter IARCs bedömning 1991, om Co-oxiders genotoxiska eller carcinogena egenskaper. Hårdmetall Ingen ökad genotoxisk effekt påvisades i lymfocyter från 29 hårdmetallarbetare som exponerats för en medelkoncentration av Co på 20 µg/m3 (20). Hyperplasi av typ II-pneumocyter påvisades bland patienter med svåra restriktiva lungfunktions- nedsättningar (9, 19). I en retrospektiv kohort (1951-1982) bland 3163 hårdmetall- arbetare konstaterades en ökad dödlighet i lungcancer enbart bland arbetare som varit anställda mer än 10 år och som hade dött mer än 20 år efter påbörjad expo- nering (sju observerade fall mot 2,5 förväntade; SMR 2,78; 95% KI 1,11-5,72). Man fann inget dos-respons-samband (35). En ökad dödlighet i lungcancer konstaterades i en fransk uppföljningsstudie från 1956-1989 bland 709 hård- metallarbetare (10 observerade fall, SMR 2,13; 95% KI 1,02-3,93). Denna ökning var störst bland arbetare som arbetat i områden där Co-exponeringen var högre än 50 µg/m3 (6 observerade fall, SMR 5,03; 95% KI 1,85-10,95). Dödligheten i lung- cancer kunde inte enbart förklaras av rökning (57). En utvidgning av denna studie till en kohort med 7459 arbetare från alla hårdmetallfabriker i Frankrike (under åren 1968 till 1991) visade återigen att dödligheten i lungcancer i denna kohort gränsade till en signifikant ökning (63 observerade fall, SMR 1,30; 95% KI 1,00- 1,66). Dödligheten i lungcancer ökade något med tiden efter första anställningen. En fallkontrollstudie (61 fall och 180 kontroller) inom kohorten uppvisade en fördubbling av lungcancerrisken bland arbetare som exponerats för Co och volframkarbid om man bortsåg från exponeringen under de sista 10 åren (OR=1,93; 95% KI 1,03-3,62). Oddskvoten ökade med kumulativ exponering och med längden på exponering. Rökning kunde inte förklara överskottet av lungcancerfall (74). En historisk kohortstudie (117) gjordes i en av de städer som redan inkluderats i studien av Moulin et al. (74). Historiska anställningsformulär fanns tillgängliga i motsats till i studien av Moulin et al. som använde jobb- exponeringsmatriser. Studiens resultat (117) var i enighet med resultaten i studien av Moulin et al. (74). De ovan nämnda mortalitetsstudierna stöder att hårdmetallpartiklar har en carcinogen effekt på människa. Andra Co-föreningar I en retrospektiv kohortstudie bland 874 kvinnor som exponerats för 65-8600 µg Co/m3 av en olöslig Co-aluminatfärg kunde ingen ökad incidens av lungcancer påvisas jämfört med 520 icke-exponerade kontroller (15, 108). 32 Reproduktion Studier av reproduktionstoxiska effekter hos människa orsakade av exponering för Co har inte påträffats. I en 13-veckors inhalationsstudie exponerades möss av båda könen för aerosol innehållande koboltsulfat, 3, 10 eller 30 mg/m3 (1,1, 4, 11 mg Co/m3), 6 timmar per dag, 5 dagar per vecka. Medelkroppsvikten hos möss som exponerats för 30 mg/m3 var lägre än för kontrollerna genom hela studien och två av 10 hanar i denna grupp dog innan studien var slut. Spermierörligheten var lägre bland han- möss vid alla de tre koncentrationer som testades, med ett dos-respons-samband, jämfört med oexponerade kontroller. Ett ökat antal onormala spermier och minskad testikel- och bitestikelvikt sågs hos mössen som exponerats för 30 mg/m3. Bland honmöss var längden på östruscykeln ökad i högdosgruppen (13). Råttor som exponerats på samma sätt uppvisade inga reproduktionstoxiska effekter (13). Oralt administrerat koboltklorid till hanmöss resulterade i en minskad testikelvikt, minskad spermiekoncentration, försämrad spermierörlighet och onormala kärnor i spermatider (8, 18, 85). Försämrad inplantation av befruktade ägg konstaterades när honmöss parades med koboltkloridbehandlade hanmöss (86). Koboltkloridkoncentrationen i dessa studier var 20 mg Co/kg bw per dag eller mer och råttorna behandlades under 10-14 veckor. Dräktiga möss, råttor och kaniner sondmatades med koboltsulfat och effekten på fosterutvecklingen studerades av Szakmáry et al. (106). I möss och råttor resulterade behandlingen i en signifikant ökad frekvens av foster med försenad kropps- och skelettutveckling (hos råttor på ett dosberoende sätt). Några få avvikelser i det urogenitala systemet observerades i de behandlade grupperna. Även missbildningar i skelettet, i kraniet (möss) och i ryggraden (möss och råttor) rapporterades. Hos kaniner sågs inga missbildningar (106). Några slutsatser om ev. teratogena effekter av koboltsulfat i djurförsök kan inte dras pga. att studien innehåller fler motsägelsefulla och ofulständiga uppgifter, bl.a. om martenell toxicitet, dos-respons-samand och i datapresentation. Inga embryotoxiska eller teratogena effekter på fostren rapporterades av Paternain et al. efter oral administrering av CoCl2 till dräktiga råttor i doser upp till 100 mg/kg/dag, dag 6-15 av dräktigheten (84). En engångsinjektion av CoCl2 (1,2 mg Co/kg bw på dag 8 av dräktigheten) i svansvenen på dräktiga möss visade att Co interfererade med skelettbenbildningen i fostren (116). Lägre födelsevikt efter oral administrering av koboltsulfat till dräktiga råttor (25 mg Co/kg bw per dag, dag 1-21 av dräktigheten) jämfört med kontroller har rapporterats (106). Även en minskning av antalet ungar 5 dagar efter födseln samt sämre förmåga i ett simtest (dag 18 till 22 efter födseln) påvisades. Domingo et al. fann en lägre födelsevikt, en minskning av antalet ungar samt en dosberoende fördröjning av tillväxten hos levande ungar efter oral administrering av kobolt- klorid till dräktiga råttor (12, 24, 48 mg/kg bw per dag, från dag 14 av dräktig- heten till dag 21 av diandet) (23). 33 Dos-respons-samband/dos-effekt-samband I tabell 4 och 5 presenteras inhalationsexponeringsdata på människa. Tabell 4 summerar effekterna av exponering för Co-metall, salter och oxider och tabell 5 ger en översikt av effekter efter exponering för Co i kombination med andra ämnen. Irritativa effekter har visats efter exponering för damm innehållande Co. Arbetare i hårdmetallindustrin klagade över irritationer i ögon, näsa och hals vid en medelexponering på 3 µg Co/m3 och diamantpolerare vid en medelexponering på 15 µg Co/m3 (tabell 5). Induktion av astma har rapporterats efter blandexponering av vattenlösligt Co och Co-metall liksom av hårdmetall vid en exponeringsnivå på 10-50 µg Co/m3 (tabell 4 och tabell 5), men inga slutsatser om dosrespons-samband kan göras. Interstitiell lungsjukdom rapporterades från hårdmetallexponering och restriktiv lungfunktionsnedsättning påvisades bland våtslipare exponerade för medelhalter av Co på 5,6 µg/m3 (tabell 5). I detta fall kan kylvätskan ha påverkat kobolts oxidationstal och/eller bidragit till en högre systemisk dos av kobolt via hud- upptag. En annan studie rapporterade en minskning av FEV1 och MMF bland (hård- metall) slipare vid 8 µg Co/m3, men ingen minskning bland slipare vid 3 µg/m3 (tabell 5). Båda grupperna exponerades för skärvätska. En minskning av FEV1 och FVC har rapporterats bland diamantpolerare expo- nerade för 15 µg Co/m3, jämfört med slipare exponerade för 5,3 µg/m3 (tabell 5). En ökad risk för röntgenologiskt påvisbara lungförändringar (≥1/0 enligt ILO- klassificeringen) rapporterades bland hårdmetallarbetare med en livstids-medel- exponering på >100 µg Co/m3 jämfört med hårdmetallarbetare med en livstids- medel-exponering på ≤100 µg Co/m3 (tabell 5). Inga epidemiologiska data finns tillgängliga för interstitiell lungsjukdom orsakad av volframkarbid utan Co. Däremot stöder djurstudier att en interaktion sker mellan volframkarbid och Co i utvecklingen av interstitiell lungsjukdom. Ökade nivåer av DNA-skador (enkelsträngsbrott) har rapporterats bland arbetare som exponerats för 4-10 µg Co/m3, men interaktioner med kadmium och bly är sannolika. Inhalationsstudier på djur tyder på alveolär inflammation, interstitiell fibros och EKG-förändringar vid en exponeringsnivå på 100 µg Co/m3, samt testikeltoxicitet (minskad spermierörlighet) vid 1100 µg Co/m3 (tabell 6). Slutsatser Den kritiska effekten vid yrkesmässig exponering för Co och Co-föreningar är irritation i ögon, näsa och hals. Detta konstaterades vid en medelexponering av Co på 3 µg Co/m3. Andra effekter på respirationssystemet uppkommer vid lite högre nivåer. Försämring av lungfunktionen kunde påvisas bland hårdmetallslipare vid 5,6 men inte vid 3 µg Co/m3. Co och Co-föreningar kan framkalla yrkesrelaterad 34 astma, men inga slutsatser om dosrespons-samband kan göras. Pneumokonios har associerats till exponering för hårdmetalldamm, vitalliumdamm och kombinerad exponering för diamant och koboltdamm. Flera studier rapporterar om en positiv interaktion mellan effekterna av Co-exponering och rökning (kronisk bronkit och försämrat FEV1). Co är genotoxiskt, förmodligen genom en indirekt mekanism som involverar reaktiva syreradikaler. En genotoxisk potential in vitro har konstaterats för Co- joner och partiklar av metalliskt Co. Det finns belägg för att Co-joner och Co-oxider är cancerframkallande i försöksdjur. En studie indikerar att inandning av hårdmetalldamm är carcinogent för människa. Co och Co-föreningar är hudsensibiliserare. Hudexponering för hårdmetall och koboltklorid kan resultera i ett signifikant systemiskt upptag av kobolt. Tabell 4. Effekter på människa exponerade för Co-metall, oxider eller salter. Lufthalt (µg Co/m3) Exponering/längd Effekter Ref. fall 1: <6000-84000 fall 2: 64000-103000 Damm från Co- innehållande malm fall 1: 26 månader fall 2: 2 månader Kardiomyopati hos 2 arbetare 39 10-50 Co-rostning, urlakning, packning vattenlösligt Co, Co metall; minst 6 månader, 2-4 timmar/dag, samt underhållsverksamhet i alla fabriker Fall-kontrollstudie Åldersjusterade oddskvoter för astma 4,8 (95% KI: 2,0-11,7), 21 fall av astma, 55 slumpmässigt utvalda arbetare utan astma, 6 av 15 Co-arbetare med astma var positiva i ett provokationstest med CoCl2 eller damm från Co-rostning 90 2–7700, 125 (geometriskt medelvärde) 70% >50 25% >500 Co-metall, oxider, salter; Medelexponeringstiden var 8 år (0,3-39,4 år) Signifikant samband mellan nivån av aktuell exponering för Co (Co-luft och U-Co) och en minskning av FEV1/FVC-kvoten Inga tecken på lungfibros Minskade T3-, T4- och ökade TSH- halter i plasma (82 arbetare, 82 åldersmatchade kontroller) 104 4–10 Pigmenttillverkning, batteri arbete, återvinning av elektronik kadmium och bly exponering DNA-skador (SSB) 34 35 Tabell 5. Effekter på människa exponerade för hårdmetalldamm, vitallium och diamant- poleringsdamm. Lufthalt (µg Co/m3) Exponering/ längd Effekter Ref. upp till 1600 Vitallium, 5 år eller mer Minskat FVC och FEV1 (37 arbetare, ingen kontrollgrupp) 95 45-272 (pulverhantering) 30-220 (pressning) Hårdmetall, 13-14 år Små avvikelser i lungröntgen Lägre FVC, FEV1, CO-diffusionskapacitet (425 arbetare, 88 kontroller från mekaniska verkstäder, varuhus och lastningsavdelningar) 70 4 fall av astma 18, 24, >31 respektive >1203 (medelvärden) Hårdmetall, latensperiod 3 mån till 10 år Arbetsrelaterad astma hos 18 arbetare (319 arbetare, ingen kontrollgrupp) 55 ≥100 ” livstids-medel- exponering” Hårdmetall latens >10 år Den relativa oddskvoten för avvikande lungröntgen (≥1/0) var 5,1, jämfört med livstids- medel-lexponering ≤100 µg Co/m3 101 AM: 60 Hårdmetall, 7-11 år Minskning av FEV1, FEV% och MMF jämfört med parade kontroller (63 arbetare, 63 kontroller). Minskning av FVC, FEV1, och MMF under arbetsveckan (73 arbetare) 2 0,7-43 AM: 15 Diamant- poleringsdamm från Co- innehållande slipskivor Irritation i ögon, näsa och hals Minskning av FEV1 och FVC (oförändrad kvot) jämfört med en lägre exponerad grupp (92 arbetare) 78 2-34 AM: 10 Hårdmetall, våtslipning, 7-10 år ST- och T-sänkningar i EKG och ökad frekvens av ektopiska hjärtslag 3 AM 8 Hårdmetall 7-11 år Minskat FEV1 och MMF mellan måndag morgon och fredag eftermiddag, hosta med el. utan slem, tryckkänsla i bröstet, andfåddhet (67 arbetare) 2 5,6 (beräknad vid våtslipning) Hårdmetall, medelexponering s-tid: 6,9 år (0,5-22 år) Hosta, slem och pipande andning Minskat FEV1 och FVC (118 arbetare, antal kontroller [buss mekaniker] är inte angivet) 47 AM 3 Hårdmetall 7-11 år Ingen effekt på FEV1 och MMF mellan måndag morgon och fredag eftermiddag (32 arbetare) 2 AM 3 Irritation i ögon, näsa och hals (44 arbetare och 44 kontroller) 2 AM: Aritmetiskt medelvärde “livstids-medel-exponering”: kumulativ Co-exponering dividerat med total exponeringstid 36 Tabell 6. Effekter vid inhalationsstudier på djur. Koncentration (µg Co/m3) Exponering/ längd Art Effekter Ref. 400 eller 2000 Co-klorid 6 timmar/dag, 5 dagar/vecka, 14-16 veckor kaniner (hanar) Ökat antal makrofager i högdos- gruppen Ökad lysozymaktivitet och oxidativ metabolism i makrofager i båda dosgrupperna 41 8000 Co(II)oxid 7 timmar/dag, 5 dagar/vecka, från 2 mån ålder till naturlig död, upp till 22 månader hamster Interstitiell pneumonit, diffus granulomtös pneumoni, fibros av alveolarsepta 114 11000 Co-sulfat 6 timmar/dag, 5 dagar/vecka, 13 veckor möss Minskad testikel- och bitestikelvikt Ökning av onormal spermier Förlängd östruscykel 13 1100 Minskad spermierörlighet 11000 Co-sulfat 6 timmar/dag, 5 dagar/vecka, 13 veckor råtta Regeneration av bronkioler och septal- och peribronkiolfibros 13 1100 Lunginflammation 630 Co-sulfat möss (hanar) Arterit i hjärta och njure 75 400 Histiocytära infiltrat 100 Co-metallpartiklar, 6 timmar/dag, 5 dagar/vecka, 3 månader minigris EKG-förändringar 48 100 Co-sulfat 6 timme per dag, 5 dagar/vecka, 104 vecka råtta Alveolär inflammation, interstitiell fibros 14, 81 37 Referenser 1. Alexandersson R, Bergman K. Undersökningar över effekter av exposition för kobolt. I. Undersökning over expositionsförhållandena i hårdmetallindustri. Arbete och Hälsa 1978;20:1-25. Arbetarskyddsverket, Solna. 2. Alexandersson R. Undersökningar över effekter av exposition för kobolt. II. Reaktioner i andningsorganen vid olika grad av exposition i hårdmetallindustri. Arbete och Hälsa 1979;2:1-34. Arbetarskyddsverket, Solna. 3. Alexandersson R, Atterhög J-H. Undersökningar över effekter av exposition för kobolt: VII. Hjärteffekter av exposition i svensk hårdmetallindustri. Arbete och Hälsa 1980;9:1-21. Arbetarskyddsverket, Solna. 4. Alexandersson R, Atterhög J-H. EKG-förändringar hos koboltexponerade våtslipare före och efter arbetsuppehåll. Arbete och Hälsa 1983;18:1-15. Arbetarskyddsverket, Solna. 5. Alexandersson R, Lidums V. Undersökningar över effekter av exposition för kobolt IV. Koboltkoncentrationen i blod och urin som expositionsindikator. Arbete och Hälsa 1979;8:1- 23. Arbetarskyddsverket, Solna. 6. Alexandersson R, Randma E. Effekter av exponering för kobolt i hårdmetallindustrin. En 5- årsuppföljning. Arbete och Hälsa 1986;27:1-19. Arbetarskyddsverket, Solna. 7. Alippi RM, Boyer P, Leal T, Barcelo AC, Martinez MP, Bozzini CE. Higher erythropoietin secretion in response to cobaltous chloride in post-hypoxic than in hypertransfused polycythemic mice. Haematologica 1992;77:446-449. 8. Andersen MB, Pedigo NG, Katz RP, George WJ. Histopathology of testes from mice chronically treated with cobalt. Reprod Toxicol 1992;6:41-50. 9. Anttila S, Sutinen S, Paananen M, Kreus KE, Sivonen SJ, Grekula A, Alapieti T. Hard metal lung disease: a clinical, histological, ultrastructural and X-ray microanalytical study. Eur J Respir Dis 1986;69:83-94. 10. Bailey M, Kreyling W, Andre S, Batchelor A, Collier C, Drosselmeyer E, Ferron G, Foster P, Haider B, Hodgson A, Masse R, Metivier H, Morgan A, Muller H-L, Patrick G, Pearman I, Pickering S, Ramsden D, Stirling C, Talbot R. An interspecies comparison of the lung clearance of inhaled monodisperse cobalt oxide particles – Part 1: objectives and summary results. J Aerosol Sci 1989:20:169-188. 11. Barborik M, Dusek J. Cardiomyopathy accompaning industrial cobalt exposure. Br Heart J 1972;34:113-116. 12. Bouman AA, Platenkamp AJ, Posma FD. Determination of cobalt in urine by flameless atomic absorption spectroscopy. Comparison of direct analysis using Zeeman background correction and indirect analysis using extraction in organic solution. Ann Clin Biochem 1986;23:346-350. 13. Bucher JR, Elwell MR, Thompson MB, Chou BJ, Renne R, Ragan HA. Inhalation toxicity studies of cobalt sulfate in F344/N rats and B6C3F1 mice. Fundam Appl Toxicol 1990;15:357-372. 14. Bucher JR, Hailey JR, Roycroft JR, Haseman JK, Sills RC, Grumbein SL, Mellick PW, Chou BJ. Inhalation toxicity and carcinogenicity studies of cobalt sulfate. Toxicol Sci 1999;49:56- 67. 15. Christensen JM, Poulsen OM. A 1982-1992 surveillance programme on Danish pottery painters. Biological levels and health effects following exposure to soluble or insoluble cobalt compounds in cobalt blue dyes. Sci Total Environ 1994;150:95-104. 16. Christensen JM, Poulsen OM, Thomsen M. A short-term cross-over study on oral administration of soluble and insoluble cobalt compounds: sex differences in biological levels. Int Arch Occup Environ Health 1993;65:233-240. 38 17. Coates EO, Watson JH. Diffuse interstitial lung disease in tungsten carbide workers. Ann Intern Med 1971;75:709-716. 18. Corrier DE, Mollenhauer HH, Clark DE, Hare MF, Elissalde MH. Testicular degeneration and necrosis induced by dietary cobalt. Vet Pathol 1985;22:610-616. 19. Davison AG, Haslam PL, Corrin B, Coutts, II, Dewar A, Riding WD, Studdy PR, Newman- Taylor AJ. Interstitial lung disease and asthma in hard-metal workers: bronchoalveolar lavage, ultrastructural, and analytical findings and results of bronchial provocation tests. Thorax 1983;38:119-128. 20. De Boeck M, Lardau S, Buchet JP, Kirsch-Volders M, Lison D. Absence of significant genotoxicity in lymphocytes and urine from workers exposed to moderate levels of cobalt- containing dust: a cross-sectional study. Environ Mol Mutagen 2000;36:151-60. 21. De Boeck M, Lison D, Kirsch-Volders M. Evaluation of the in vitro direct and indirect genotoxic effects of cobalt compounds using the alkaline comet assay. Influence of interdonor and interexperimental variability. Carcinogenesis 1998;19:2021-2029. 22. Demedts M, Gheysens B, Nagels J, Verbeken E, Lauweryns J, van den Eeckhout A, Lahaye D, Gyselen A. Cobalt lung in diamond polishers. Am Rev Respir Dis 1984;130:130-135. 23. Domingo JL, Paternain JL, Llobet JM, Corbella J. Effects of cobalt on post natal development and late gestation in rats upon oral administration. Rev Esp Fisiol 1985;41:293- 298. 24. Donaldson J. Cobalt and cobalt compounds. In Gerhartz W, Yamamoto Y, Campbell F, Pfefferkorn R, Rousanville J, eds. Ullmann's Encyclopedia of Industrial Chemistry. 5th ed. Weinheim: VCH-verlag, 1986:281-313. 25. Einarsson O, Eriksson E, Lindstedt G, Wahlberg JE. Dissolution of cobalt from hard metal alloys by cutting fluids. Contact Dermatitis 1979;5:129-132. 26. Elinder C, Friberg L. Cobalt. In: Friberg L, Nordberg G, Vouk V, eds. Handbook on the Toxicology of metals. 2 ed. Amsterdam: Elsevier, 1986:211-232. 27. Evans P, Fairhurst S, Campion K. Cobalt and cobalt compounds. Health and Safety Executive. Toxicity review 1991;29:1-31. 28. Ferioli A, Roi R, Alessio L, ed. Biological indicators for the assessment of human exposure to industrial chemicals. Commission of the European Communities; dir. Gen Information Market and Innovation, Luxembourg, 1987. 29. Ferri F, Candela S, Bedogni L, Piccinini R, Sala O. Exposure to cobalt in the welding process with stellite. Sci Total Environ 1994;150:145-147. 30. Fischer T, Rystedt I. Cobalt allergy in hard metal workers. Contact Dermatitis 1983;9:115- 121. 31. Gennart JP, Lauwerys R. Ventilatory function of workers exposed to cobalt and diamond containing dust. Int Arch Occup Environ Health 1990;62:333-336. 32. Gheysens B, Auwerx J, Van den Eeckhout A, Demedts M. Cobalt-induced bronchial asthma in diamond polishers. Chest 1985;88:740-744. 33. Goldwasser E, Jacobson L, Fried W. Studies on erythropoiesis, V. The effect of cobalt on the production of erythropoietin. Blood 1958;13:55-60. 34. Hengstler JG, Blom-Audorff UB, Faldum A, Janssen K, Reifenrath M, Götte W, Jung D, Mayer-Popken O, Fuchs J, Gebhard S, Beinfait HG, Schlink K, Dietrich C, Faust D, Epe B, Oesch F. Occupational exposure to heavy metals: DNA damage induction and DNA repair prove co-exposures to cadmium, cobalt and lead as more dangerous than hitherto expected. Carcinogenesis 2003;24:63-73. 35. Hogstedt C, Alexandersson R. Dödsorsaker hos hårdmetallarbetare. Arbete och Hälsa 1990;21:1-26. Arbetsmiljöinstitutet, Solna. 36. Horowitz SF, Fischbein A, Matza D, Rizzo JN, Stern A, Machac J, Solomon SJ. Evaluation of right and left ventricular function in hard metal workers. Br J Ind Med 1988;45:742-746. 39 37. Hostynek JJ, Hinz RS, Lorence CR, Price M, Guy RH. Metals and the skin. Crit Rev Toxicol 1993;23:171-235. 38. IARC. Cobalt and cobalt compounds. IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol 52. Lyon: International Agency for Research on Cancer, 1991;52:362- 487. 39. Jarvis JQ, Hammond E, Meier R, Robinson C. Cobalt cardiomyopathy. A report of two cases from mineral assay laboratories and a review of the literature. J Occup Med 1992;34:620- 626. 40. Jensen AA, Tuchsen F. Cobalt exposure and cancer risk. Crit Rev Toxicol 1990;20:427-437. 41. Johansson A, Lundborg M, Wiernik A, Jarstrand C, Camner P. Rabbit alveolar macrophages after long-term inhalation of soluble cobalt. Environ Res 1986;41:488-496. 42. Jordan CM. Memory deficits and industrial toxicant exposure: a comparative study of hard metal, solvent and asbestos workers. Intern J Neuroscience 1997;90:113-128. 43. Kanerva L, Jolanki R, Estlander T, Alanko K, Savela A. Incidence rates of occupational allergic contact dermatitis caused by metals. Am J Contact Dermat 2000;11;155-160. 44. Kasprzak K, Zastawny T, North S, Riggs C, Diwan B, Rice J, Dizdaroglu M. Oxidative DNA base damage in renal, hepatic and pulmonary chromatin of rats after intraperitoneal injection of cobalt(II) acetate. Chem Res Toxicol 1994;7:329-335. 45. Kempf E, Pfeiffer W. Gesundheitsfahren durch Stäube im Dentallabor. Arbeitsmed Sozialmed Präventivmed 1987;22:13-18. 46. Kennedy A, Dornan JD, King R. Fatal myocardial disease associated with industrial exposure to cobalt. Lancet 1981;1:412-414. 47. Kennedy SM, Chan-Yeung M, Marion S, Lea J, Teschke K. Maintenance of stellite and tungsten carbide saw tips: respiratory health and exposure-response evaluations. Occup Environ Med 1995;52:185-191. 48. Kerfoot EJ, Fredrick WG, Domeier E. Cobalt metal inhalation studies on miniature swine. Am Ind Hyg Assoc J 1975;36:17-25. 49. Kipling M. Cobalt. London: Academic Press, 1980:133-153. 50. Kriss JP, Carnes WH. Hypothyroidism and thyroid hyperplasia in patients treated with cobalt. JAMA 1955;157:117-121. 51. Kumagai S, Kusaka Y, Goto S. Cobalt exposure level and variability in the hard metal industry of Japan. Am Ind Hyg Assoc J 1996;57:365-369. 52. Kusaka Y, Fujimura N, Morimoto K. Hard metal disease: epidemiology and pathogenesis. In: Kobayashi S, Bellanti J, eds. Advances in asthmology. Amsterdam: Excerpta medica, 1991:271-276. 53. Kusaka Y, Ichikawa Y, Shirakawa T, Goto S. Effect of hard metal dust on ventilatory function. Br J Ind Med 1986;43:486-489. 54. Kusaka Y, Iki M, Kumagai S, Goto S. Decreased ventilatory function in hard metal workers. Occup Environ Med 1996;53:194-199. 55. Kusaka Y, Yokoyama K, Sera Y, Yamamoto S, Sone S, Kyono H, Shirakawa T, Goto S. Respiratory diseases in hard metal workers: an occupational hygiene study in a factory. Br J Ind Med 1986;43:474-485. 56. Lasfargues G, Lardot C, Delos M, Lauwerys R, Lison D. The delayed lung responses to single and repeated intratracheal administration of pure cobalt and hard metal powder in the rat. Environ Res 1995;69:108-121. 57. Lasfargues G, Wild P, Moulin JJ, Hammon B, Rosmorduc B, Rondeau du Noyer C, Lavandier M, Moline J. Lung cancer mortality in a French cohort of hard-metal workers. Am J Ind Med 1994;26:585-595. 58. Leghissa P, Ferrari MT, Piazzolla S, Caironi M, Parigi PC, Lebbolo E. Cobalt exposure evaluation in dental protheses production. Sci Total Environ 1994;150:253-257. 40 59. Levin J-O. Principer och metoder för provtagning och analys av ämnen på listan över hygieniska gränsvärden. Arbete och Hälsa 2000;23:1-73. Arbetslivsinstitutet, Solna. 60. Lidén C, Wahlberg JE. Cross-reactivity to metal compounds studied in guinea pigs induced with chromate or cobalt. Acta Derm Venereol 1994;74:341-343. 61. Lidén C, Bruze M, Menné T. Metals. In: R.J.G. Rycroft, T. Menné, P.J. Frosch and J.-P. Lepoittevin, eds. Textbook of Contact Dermatitis. Heidelberg: Springer-Verlag, 2001:961- 966. 62. Linna A, Oksa P, Palmros P, Roto P, Laippala P, Uitti J. Respiratory health of cobalt production workers. Am J Ind Med 2003;44:124-132. 63. Linnainmaa M, Kangas J, Kalliokoski P. Exposure to airborne metals in the manufacture and maintenance of hard metal and stellite blades. Am Ind Hyg Assoc J 1996;57:196-201. 64. Linnainmaa M, Kiilunen M. Urinary cobalt as a measure of exposure in the wet sharpening of hard metal and stellite blades. Int Arch Occup Environ Health 1997;69:193-200. 65. Lison D. Human toxicity of cobalt-containing dust and experimental studies on the mechanism of interstitial lung disease (hard metal disease). Crit Rev Toxicol 1996;26:585- 616. 66. Lison D. Lung fibrosis reported in a dental technician. Aihaj 2000;61:158-159. 67. Lison D, Buchet JP, Swennen B, Molders J, Lauwerys R. Biological monitoring of workers exposed to cobalt metal, salt, oxides, and hard metal dust. Occup Environ Med 1994;51:447- 50. 68. Lison D, De Boeck M, Verougstraete V, Kirsch-Volders M. Update on the genotoxicity and carcinogenicity of cobalt compounds. Occup Environ Med 2001;58:619-625. 69. Meecham HM, Humphrey P. Industrial exposure to cobalt causing optic atrophy and nerve deafness: a case report. J Neurol Neurosurg Psychiatry 1991;54:374-375. 70. Meyer-Bisch C, Pham QT, Mur JM, Massin N, Moulin JJ, Teculescu D, Carton B, Pierre F, Baruthio F. Respiratory hazards in hard metal workers: a cross sectional study. Br J Ind Med 1989;46:302-309. 71. Midtgård U, Binderup ML. The Nordic Expert Group for Criteria Documentation of Health Risks from Chemicals. 114. Cobalt and cobalt compounds. Arbete och Hälsa 1994;39:1-66. Arbetsmiljöinstitutet, Solna. 72. Morgan LG. A study into the health and mortality of men exposed to cobalt and oxides. J Soc Occup Med 1983;33:181-186. 73. Moulin JJ, Wild P, Mur JM, Fournier-Betz M, Mercier-Gallay M. A mortality study of cobalt production workers: an extension of the follow-up. Am J Ind Med 1993;23:281-288. 74. Moulin JJ, Wild P, Romazini S, Lasfargues G, Peltier A, Bozec C, Deguerry P, Pellet F, Perdrix A. Lung cancer risk in hard-metal workers. Am J Epidemiol 1998;148:241-248. 75. Moyer CF, Kodavanti UP, Haseman JK, Costa DL, Nyska A. Systemic vascular disease in male B6C3F1 mice exposed to particulate matter by inhalation: studies conducted by the National Toxicology Program. Toxicol Pathol 2002;30:427-434. 76. Mur JM, Moulin JJ, Charruyer-Seinerra MP, Lafitte J. A cohort mortality study among cobalt and sodium workers in an electrochemical plant. Am J Ind Med 1987;11:75-81. 77. Nayebzadeh A, Dufresne A, Harvie S, Bégin R. Mineralogy of Lung tissue in dental laboratory technicians' pneumoconiosis. Am Ind Hyg Assoc J 1999;60:349-353. 78. Nemery B, Casier P, Roosels D, Lahaye D, Demedts M. Survey of cobalt exposure and respiratory health in diamond polishers. Am Rev Respir Dis 1992;145:610-616. 79. Nemery B, Lewis CP, Demedts M. Cobalt and possible oxidant-mediated toxicity. Sci Total Environ 1994;150:57-64. 80. NTP (National Toxicology Program). TOX-5, Toxicity studies of cobalt sulfate heptahydrate in F344/N rats and B6C3F1 mice (inhalation studies)(CAS No. 10026-24-1). Springfield, VA: National Institutes of health and human services, 1991. 41 81. NTP (National Toxicology Program). Toxicology and carcinogenesis; studies of cobalt sulfate heptahydrate (CAS NO. 10026-24-1) in F344/N rats and B6C3F1 mice (inhalation studies). NIH Publicaton No 98-3961 NTP TR 471 (1998) 1-12. 82. Palit S, Sharma A, Talukder G. Chromosomal aberrations induced by cobaltous chloride in mice in vivo. Biol Trace Elem Res 1991;29:139-145. 83. Palmen N. Criteria Document for Swedish Occupational Standards. Cobalt and cobalt compounds. Kommer att publiceras i Arbete och Hälsa år 2005. 84. Paternain JL, Domingo JL, Corbella J. Developmental toxicity of cobalt in the rat. J Toxicol Environ Health 1988;24:193-200. 85. Pedigo NG, George WJ, Anderson MB. Effects of acute and chronic exposure to cobalt on male reproduction in mice. Reprod Toxicol 1988;2:45-53. 86. Pedigo NG, Vernon MW. Embryonic losses after 10-week administration of cobalt to male mice. Reprod Toxicol 1993;7:111-116. 87. Prescott E, Netterstrom B, Faber J, Hegedus L, Suadicani P, Christensen JM. Effect of occupational exposure to cobalt blue dyes on the thyroid volume and function of female plate painters. Scand J Work Environ Health 1992;18:101-104. 88. Raffn E, Mikkelsen S, Altman DG, Christensen JM, Groth S. Health effects due to occupational exposure to cobalt blue dye among plate painters in a porcelain factory in Denmark. Scand J Work Environ Health 1988;14:378-384. 89. Romaguera C, Lecha M, Grimalt F, Muniesa AM, Mascaro JM. Photocontact dermatitis to cobalt salts. Contact Dermatitis 1982;8:383-388. 90. Roto P. Asthma, symptoms of chronic bronchitis and ventilatory capacity among cobalt and zinc production workers. Scand J Work Environ Health 1980;6:1-49. 91. Scansetti G, Botta GC, Spinelli P, Reviglione L, Ponzetti C. Absorption and excretion of cobalt in the hard metal industry. Sci Total Environ 1994;150:141-144. 92. Scansetti G, Lamon S, Talarico S, Botta GC, Spinelli P, Sulotto F, Fantoni F. Urinary cobalt as a measure of exposure in the hard metal industry. Int Arch Occup Environ Health 1985;57:19-26. 93. Seghizzi P, D'Adda F, Borleri D, Barbic F, Mosconi G. Cobalt myocardiopathy. A critical review of literature. Sci Total Environ 1994;150:105-109. 94. Selden A, Sahle W, Johansson L, Sorenson S, Persson B. Three cases of dental technician's pneumoconiosis related to cobalt-chromium-molybdenum dust exposure. Chest 1996;109:837-842. 95. Seldén AI, Persson B, Bornberger-Dankvardt SI, Winstrom LE, Bodin LS. Exposure to cobalt chromium dust and lung disorders in dental technicians. Thorax 1995;50:769-772. 96. Seldén AI, Berg P, Bryngelsson IL, Rodushkin I. Cobalt biomonitoring - a useful tool in occupational health. 26th International Congress on Occupational Health. Singapore 27th August-1st September 2000:639 (Abstract No. PS 5:66). 97. Shirakawa T, Kusaka Y, Fujimura N, Goto S, Kato M, Heki S, Morimoto K. Occupational asthma from cobalt sensitivity in workers exposed to hard metal dust. Chest 1989;95:29-37. 98. Sjögren I, Hillerdal G, Andersson A, Zetterström O. Hard metal lung disease: importance of cobalt in coolants. Thorax 1980;35:653-659. 99. Smith T, Edmonds CJ, Barnaby CF. Absorption and retention of cobalt in man by whole- body counting. Health Phys 1972;22:359-367. 100. Sorbie J, Olatunbosun D, Corbett WE, Valberg LS. Cobalt excretion test for the assessment of body iron stores. Can Med Assoc J 1971;104:777-782. 101. Sprince NL, Oliver LC, Eisen EA, Greene RE, Chamberlin RI. Cobalt exposure and lung disease in tungsten carbide production. A cross-sectional study of current workers. Am Rev Respir Dis 1988;138:1220-1226. 42 102. Stebbins AI, Horstman SW, Daniell WE, Atallah R. Cobalt exposure in a carbide tip grinding process. Am Ind Hyg Assoc J 1992;53:186-192. 103. Suvorov I, Cekunova M. Cobalt, alloys and compounds. In: Parmeggiani L, ed. Encyclopedia of occupational health and safety. 3rd ed. Geneva: International Labour Organization, 1983:493-495. 104. Swennen B, Buchet JP, Stanescu D, Lison D, Lauwerys R. Epidemiological survey of workers exposed to cobalt oxides, cobalt salts, and cobalt metal. Br J Ind Med 1993;50:835- 842. 105. Kriteriegruppen för Hygieniska Gränsvärden. Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden. 4. Kobolt. Arbete och Hälsa 1983;35:49-56. Arbetarskyddsverket, Solna. 106. Szakmary E, Ungvary G, Hudak A, Tatrai E, Naray M, Morvai V. Effects of cobalt sulfate on prenatal development of mice, rats, and rabbits, and on early postnatal development of rats. J Toxicol Environ Health 2001;62:367-386. 107. Teschke K, Marion S, van Zuylen M, Kennedy S. Maintenance of stellite and tungsten carbide saw tips: determinants of exposure to cobalt and chromium. Am Ind Hyg Assoc J 1995;56:661-669. 108. Tuchsen F, Jensen MV, Villadsen E, Lynge E. Incidence of lung cancer among cobalt- exposed women. Scand J Work Environ Health 1996;22:444-450. 109. van den Oever R, Roosels D, Douwen M, Vanderkeel J, Lahaye D. Exposure of diamond polishers to cobalt. Ann Occup Hyg 1990;34:609-614. 110. Verhamme EN. Contribution to the evaluaton of the toxicity of cobalt. Cobalt 1973;2:29-32. 111. Wahlberg JE. Percutaneous absorption of sodium chromate (51Cr), cobaltous (58Co), and mercuric (203Hg) chlorides through excised human and guinea pig skin. Acta Derm Venereol 1965;45:415-426. 112. Wahlberg JE, Boman A. Sensitization and testing of guinea pigs with cobalt chloride. Contact Dermatitis 1978;4:128-132. 113. Wahlberg JE, Lidén C. Cross-reactivity patterns of cobalt and nickel studied with repeated open applications (ROATs) to the skin of guinea pigs. Am J Contact Dermat 2000;11:42-48. 114 Wehner AP, Busch RH, Olson RJ, Craig DK. Chronic inhalation of cobalt oxide and cigarette smoke by hamsters. Am Ind Hyg Assoc J 1977;38:338-346. 115. White MA. A comparison of inductively coupled plasma mass spectrometry with electrothermal atomic absorption spectrophotometry for the determination of trace elements in blood and urine from non occupationally exposed populations. J Trace Elem Med Biol 1999;13:93-101. 116. Wide M. Effect of short-term exposure to five industrial metals on the embryonic and fetal development of the mouse. Environ Res 1984;33:47-53. 117. Wild P, Perdrix A, Romazini S, Moulin JJ, Pellet F. Lung cancer mortality in a site producing hard metals. Occup Environ Med 2000;57:568-573. 118. Windholz M, ed. The Merck index, 9th ed. Rahway, NJ: Merck and Co Inc, 1976. 43 Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden Syntetiska oorganiska fibrer 2003-12-03 Underlaget uppdaterar tidigare vetenskapligt underlag från 1988 (60). Kriterie- gruppen har även tidigare avgivit underlag om syntetiska oorganiska fibrer 1982 (52). En del ord, begrepp och synonymer som används inom fiberområdet redovisas i bilaga 1 och internationella klassificeringar redovisas i bilaga 2. Klassificering av syntetiska oorganiska fibrer Syntetiskt framställda fibrer av mineraliskt ursprung, syntetiska mineralfibrer (SMF), har internationellt sammanförts under beteckningen Man-Made Mineral Fibres (MMMF), vilka kan förekomma i såväl icke-kristallina som kristallina former. Ibland används begreppet Man-Made Vitreous Fibres (MMVF) där vitreous anger att de fibrer man avser är glasartade dvs. har en icke-kristallin struktur. Till MMVF hör de stora produktkategorierna kontinuerliga fibrer, slaggull, glasull, stenull, eldfasta keramiska fibrer och specialfibrer. I Sverige har man ur arbetarskyddssynpunkt infört beteckningen ”syntetiska oorganiska fibrer”, vilket omfattar alla sådana fibrer, även keramiska fibrer som inte är silikatfibrer, t.ex. aluminiumoxidfibrer, och vissa fibrer med kristallin struktur, t.ex. syntetiska grafitfibrer. De glasartade syntetiska oorganiska fibrerna omfattar fibrer framställda av smält glas, slagg, sten (diabas/basalt) eller kaolinlera (alternativt aluminiumoxid och kvarts) via olika fibreringsprocesser. Beroende på framförallt utgångsmateri- alet, fiberalstringsmetodiken, fiberegenskaperna och användningsområdet skiljer man på ”kontinuerliga fibrer”, ”mineralullsfibrer (glas, sten och slagg)”, ”eldfasta keramiska fibrer” och ”specialfibrer”. Med kontinuerliga fibrer avses glasfibrer av en viss diameter dragna via munstycken från en glassmälta. Kontinuerliga fibrer är normalt grövre än 6 µm och inte tunnare än 3 µm. Glasull, stenull och slaggull går ofta under samlingsnamnet mineralull eller isolerull och de icke-kristallina fibrerna från dessa produkter brukar i Sverige gå under den gemensamma beteckningen mineralullsfibrer. Med eldfasta keramiska fibrer (eng. refractory ceramic fibres [RCF]) avses fibermaterial, som framställts från en smälta av aluminiumsilikat. Dessa fibrer används bl.a. som ersättningsmaterial för asbest i olika högtemperaturapplikationer. När de icke-kristallina eldfasta keramiska fibrerna (aluminiumsilikatfibrer) utsätts för höga temperaturer sker förändringar i atomstrukturen och nya kristallina former kan bildas. Vid ca 1000°C bildas mullit 44 (kristallint aluminumsilikat) och över ca 1080°C börjar även kristobalit (kristallin kiseldioxid) att bildas. Denna omvandling når sitt maximum vid ca 1200°C. Över 1200°C förblir mullitandelen relativt konstant medan kristobaliten successivt sönderfaller när temperaturen stiger till 1400°C (38, 39, 48). Kristobalitom- vandlingen sker dessutom långsammare än mullitomvandlingen (84). Med specialfibrer (eng. special-purpose glass fibres) avses i först hand vissa finfibriga glasfibrer (s.k. mikrofibrer), som används för mycket speciella ändamål, t.ex. i filter. Det finns även grövre specialfibrer men användningen av dessa är mycket begränsad. Kemikalieinspektionen har tillämpat EGs klassificering (25) och definierat de syntetiska glasartade oorganiska fibrerna, som silikatfibrer med slumpvis fiber- orientering och en kemisk sammansättning där halten oxider av alkalimetaller och alkaliska jordartsmetaller för mineralullsfibrer är mer än 18 vikts-% och för eldfasta keramiska fibrer samt specialfibrer är lika med eller mindre än 18 vikts-% (50). IPCS (International Program for Chemical Safety) (44) har gått något längre och delat in de glasartade syntetiska oorganiska fibrerna i 9 olika kategorier baserat på kemi (totalhalt av alkaliska metalloxider och jordartsmetaller), fiber- orientering (parallellorientering eller slumpvis orientering) samt mer, alternativt mindre, än 1 vikts-% av olika ur hälsosynpunkt relevanta fiberfraktioner. Aktuella fiberfraktioner är för kontinuerliga fibrer < 4 µm i diameter och för övriga syn- tetiska oorganiska fibrer, fraktionerna < 3 µm respektive < 1 µm i diameter. För såväl grova som fina specialfibrer anger IPCS intervallet 2–18 vikts-% alkaliska metalloxider och jordartsmetaller, men tillägger att fina specialfibrer av glas också kan förekomma med ett innehåll av alkaliska metalloxider och jordartsmetaller överstigande 18 vikts-%. I bilaga 1 har kemikalieinspektionens indelning av de syntetiska oorganiska fibrerna tillämpats. Det finns ett flertal olika kristallina oorganiska syntetiska fibrer men här behandlas endast kiselkarbid (SiC) eftersom denna särskilt uppmärksammats toxikologiskt. Kiselkarbid, som kan förekomma både i partikulär och fibrös form, framställs genom upphettning av kvartssand, koks, grafit, sågspån och risskal i elektriska smältugnar. Den fibrösa formen av kiselkarbid kan uppträda som ”whiskers”, dvs. mycket fina enkristallfibrer av samma storleksordning som asbestfibrer och som dessutom är mycket svårlösliga. Som handelsvara förekommer kiselkarbid under varubeteckningar som Carborundum, Crystalon, Carbonite m.m. Fiberkarakteristika och fiberdefinitioner Fibrers biologiska aktivitet Fibrernas längd och diameter och därmed sammanhängande förmåga att tränga in i andningsorgan och lungvävnad samt fibrernas motståndskraft att förbli i lungvävnad utan att lösas upp eller borttransporteras av lungvävnadens försvars- mekanismer (hög biopersistens), anses allmänt vara de viktigaste faktorerna i bedömningen av fibrers toxiska egenskaper. 45 Det är välbekant att fibrer med en diameter understigande 3 µm är respirabla, dvs. de kan deponeras i lungorna. Respirabla fibrer längre än 8 µm med hög biopersistens anses besitta hög biologisk aktivitet och därmed också toxicitet. Det bör observeras att fibrers biologiska egenskaper och toxicitet inte enbart är en fråga om fibrernas diameter och längd. Egenskaper som kemisk sammansättning, ytaktivitet och ämnen eller partiklar som transporteras av fibrerna in i andnings- vägarna kan också ha betydelse. Till skillnad från asbest spjälkas inte de syn- tetiska glasartade fibrerna longitudinellt dvs. de ger inte upphov till flera tunnare fibrer vid hantering. Däremot kan de gå av på tvären varvid kortare fibrer bildas. Normalt dammar inte mineralullsprodukter lika kraftigt som asbest, främst pga. tillsats av dammbindningsmedel i form av olja (mineralolja) samt den strukturella skillnaden mellan asbestfibrer och mineralullsfibrer. De luftburna mineral- ullsfibrer som bildas vid hantering är dock huvudsakligen respirabla. Lungvävnad har lättast att bli av med fibrer som är kortare än 5 µm. Vid fiberlängd över 10 µm ökar svårigheten för lungblåsornas makrofagceller att genom uppslukning (s.k. fagocytos) transportera bort dem för att avlägsnas från andningsvägarna av luftrörens cilieapparat. Deposition i lungan av fibrer med längder överstigande 15 – 20 µm kan innebära att fibrerna blir kvar i lung- vävnaden under lång tid. Om de bryts av på tvären till att bilda mindre partiklar blir de mera tillgängliga för kroppens försvarsmekanismer för borttransport respektive upplösning (33, 34, 53, 65). En ytterligare bestämmande faktor för lungvävnadens reella fiberexponering är fibrernas löslighet i kroppen. Långa och fysikaliskt-kemiskt beständiga fibrer förblir kvar i lungvävnad efter att de deponerats där. Detta innebär att ju lösligare fibern är i kroppsvätskor, desto kortare tid kan man rimligen förvänta att den stannar kvar i lungan. Långa och tunna fibrer som är beständiga och i kontakt med kroppsvätskor, tenderar att bli kvar i lungan under längre tider efter att de deponerats där, vilket ökar förutsättningarna för toxiska effekter på lungvävnad och luftvägar. I allmänhet har syntetiska oorganiska fibrer 10-1000 gånger mindre varaktighet i kroppsvävnad än fibrer av asbest. Undersökningar på råtta av biopersistensen hos fibrer (>20 µm) från olika fibermaterial tyder på att följande rangordning i grova drag råder ifråga om syntetiska oorganiska fibrers biopersistens i kroppsvätskor. Jämförelsen med asbest (krokidolit och amosit) utgör en indikator på förmågan att bli kvar i lung- vävnad (mest biopersitenta material placerade först i denna rangordning) (35): Asbest (krokidolit) > asbest (amosit) > eldfasta keramiska fibrer, specialfibrer (E- och 475-glas), stenull (traditionell) > glasull > slaggull > stenull (ny typ) Inga direkt jämförande studier har gjorts med kiselkarbidfibrer (wiskers) men de torde höra hemma i den vänstra delen i rangordningen ovan (2). I en studie med ej direkt jämförbara försöksbetingelser hade kiselkarbidfibrer längre biopersistens i råttlunga än amosit (17). Syntetiska oorganiska fibrers löslighet i vattenlösningar sammansatta för att efterlikna kroppsvätskor har getts stor uppmärksamhet under senare år då det visat 46 sig att löslighet i sådana vätskor (s.k. löslighet in vitro) kan användas för att bedöma biopersistens. Fibrers egenskaper avseende biopersistens ligger nära deras löslighetsegenskaper i utförda jämförande studier (37). Fiberdefinitioner Längd och diameter är de viktigaste fysikaliska egenskaperna när man skall karakterisera en fiber. Utifrån dessa parametrar har den, ur hälsosynpunkt, vanligaste fiberdefinitionen varit en partikel som är minst 3 ggr så lång som den är bred. Man talar här om en ”aspect ratio” som är större än eller lika med 3:1. Detta var från början en praktisk gräns för att i mikroskopet kunna särskilja en ”fiber” från en oregelbunden partikel och därmed få acceptabel noggrannhet i analyssvaren. För att ur arbetsmedicinsk synpunkt vara en fiber kopplad till gällande gränsvärde måste fibern vara respirabel dvs. efter inandning kunna nå ner till lungorna och där deponeras. Detta innebär att fiberdiametern inte får överstiga 3 µm. Samtidigt skall den respirabla fibern vara minst 5 µm lång för att tas med vid bedömningen av hälsofarliga fibrer. Dessa fiberkriterier är kopplade till utvärdering i ljusmikroskop. I Sverige infördes 1990 ett avvikande kriterium för ”aspect ratio” nämligen större än eller lika med 5:1 (4). Skälen till detta angavs vara (73): 1. Arbetarskyddsstyrelsen delar den vedertagna medicinska bedömningen att det är de långa och tunna fibrerna som utgör den största risken för tumörer. 2. De syntetiska oorganiska fibermaterialen som reglerats tenderar, till skillnad från asbest, att sönderdelas transversellt och därmed ge upphov till kortare fibrer vid hantering. 3. Ett nytt fibergränsvärde planerades för andra naturliga kristallina fibrer än asbest. Risken för störande inverkan från partikelfragment i längd/breddintervallet 3:1 – 5:1 bedömdes därvid som stor. 4. Man hävdade att en förändring av kriteriet från 3:1 till 5:1 teoretiskt innebär en höjning av gränsvärdet, men inte i praktiken och hänvisade därvid i första hand till erfarenheter från asbest. 5. Det bedömdes viktigare att fastställa ett gränsvärde för de naturliga kris- tallina fibrerna än att avvakta för att i detalj klarlägga konsekvenserna av att behålla 3:1 kriteriet. För att stärka argumenten genomfördes en begränsad undersökning av prover med fiberräkning enligt de två olika fiberkriterierna (73). Dammet bestod av syntetiska oorganiska fibrer och resultatet visade att fiberhalterna blev ca 15% lägre när kriteriet 5:1 användes. Denna skillnad stöds av en senare studie av eldfasta keramiska fibrer (51), där de som hanterade de keramiska fibermaterialen och därmed var direktexponerade för fibrer, erhöll ca 20% lägre fiberhalter om kriteriet 5:1 användes. För de indirekt exponerade, dvs. de som inte hanterade materialen men befann sig i samma lokal, var spridningen för stor för att ett samband skulle kunna redovisas. Skälet till detta angavs vara störningen från bakgrundsdammets innehåll av partikelfragment, vilket särskilt påverkade resultatet när kriteriet 3:1 användes. 47 Generellt kan sägas att mycket talar för en ”aspect ratio” större än 3:1 när man skall räkna verkliga fibrer i ett ljusmikroskop. Dr Henry Walton som var upp- hovsman till fiberkriteriet 3:1, har senare varit en av de pådrivande krafterna för att ändra på detta kriterium. Huvudorsaken har varit att det senare visat sig att stor risk i många fall föreligger att parikelfragment räknas som verkliga fibrer. Som motargument har ofta framförts att ingen vet att de fiberliknande partiklarna i intervallet 3:1 - 5:1 inte är hälsofarliga. De amerikanska fackföreningarna motsatte sig emellertid en ändring av det ursprungliga fiberkriteriet framförallt för att man därmed skulle tappa kontinuiteten i de omfattande mätningar som under lång tid gjorts av asbestdamm i USA. Därmed stannade det internationella förändringsarbetet upp inom ISO med att lansera 5:1 kriteriet (45). För ”ambient air” kom dock under 1995 en ISO-standard för bestämning av asbestfibrer i TEM (46) där 5:1 kriteriet användes som fiberdefinition. Arbetet med införande av gemensamma fiberkriterier drevs dock vidare av WHO, som 1997 slutligen fastställt att de fibrer, både naturliga och syntetiska, som skall beaktas ur hälsosynpunkt skall ha en ”aspect ratio” större än 3:1, diametrar mindre än 3 µm och vara längre än 5 µm (86). Även EU har denna fiberdefinition. Trots att mycket talat för införandet av 5:1 kriteriet, så måste WHOs slutliga bedömning av vad som skall betraktas som en fiber ur hälso- synpunkt vara av överordnad betydelse. Detta i kombination med förenklat internationellt erfarenhetsutbyte, inte minst på det yrkeshygieniska området, är tillräckligt starka skäl för att rekommendera att Sverige ansluter sig till WHOs fiberdefinition. Dessutom har ISO under 2002 publicerat två mätstandarder, en för bestämning av oorganiska fibrer med svepelektronmikroskopi ”ambient air” (47) och en för bestämning med faskontrastmikroskopi ”air quality” (45), där fiberkriteriet >3:1 återfinns i bägge. En återgång till 3:1 kriteriet för fibrer medför inga praktiska problem utöver att de laboratorier som idag utför fiberanalyser måste informeras om förändringarna. Ur gränsvärdessynpunkt bör man beakta de erfarenheter som gjorts beträffande de ca 20%-iga nivåskillnaderna vid fiberhaltsbestämning med kriteriet 5:1 respektive 3:1. Nominell fiberdiameter Vid tillverkning av syntetiska oorganiska fibrer kan olika storlek (längd och diameter) uppkomma beroende på tillverkningsprocessen. För att karakterisera fiberprodukterna använder tillverkarna begreppet nominell diameter vilket är en längdviktad medeldiameter. Den nominella diametern för kontinuerliga glas- fiberprodukter ligger mellan 3 – 25 µm, med de flesta produkterna är runt 6 µm i nominell diameter eller däröver. Produkter av mineralull, såsom glas- och stenull, har i regel nominella diametrar varierande mellan 4 - 5 µm. Eldfasta keramiska fibrer processas i regel vid nominella diametrar mellan 1,2 - 3 µm. Glasfiber- produkter för specialändamål tillverkas vid nominella diametrar mellan 0,1 – 3 µm. Vid produktion av de icke kontinuerliga glasfiberprodukterna genereras dock fibrer med diametrar som sprider sig åtskilligt kring medelvärdet. I den 48 slutliga produkten finns således fibrer med diametrar som är både betydligt tunnare och tjockare än genomsnittet. Alla mineralullsprodukter innehåller dock respirabla fibrer. Uppgifter om nominell diameter för kiselkarbidwhiskers saknas, men medelvärden på diameter och längd hos industriellt framställda SiC-whiskers har rapporterats av Cheng et al. (12) och Johnson et al. (49). Whiskersfibrernas medeldiameter uppges ligga under 1 µm medan medellängden kan variera från ca 4 µm till 20 µm. Mätmetodik för fiberexponering Exponering i arbetslivet förekommer till exempel vid produktion av olika fibertyper såväl som i processer där fibermaterial förädlas eller används, och i samband med installation, byte och rivning av fibermaterial och produkter. Vid kontroll av luftburna fibrer mot gällande gränsvärden sker mätningen genom personburen provtagning på ett membranfilter med den s.k. filtermetoden (58). Den efterföljande analysen (fiberräkningen) sker med ljusoptisk mikroskopi efter att filtret först gjorts transparent. Mikroskopet är utrustat med faskontrasttillsats för att erhålla en god kontrastverkan mellan objekt och bakgrund. Trots detta finns en nedre gräns för vad som kan urskiljas pga. ljusmikroskopets upplösningsgräns. I fallet fibrer ligger denna gräns vid en fiberdiameter på ca 0,2 µm. Fiberräk- ningen är en kvantitativ analys av antalet provtagna respirabla fibrer utgående från de ovan givna kriterierna för dessa fibrer. Fibrerna räknas enbart utifrån deras geometriska egenskaper, någon identifiering av fibertyp i det luftburna dammet tillåter inte ljusmikroskopet. Man utgår istället från att de fibrer som förekommer är de fibrer man söker efter, i detta fall syntetiska oorganiska fibrer. Noggrant utarbetad metodik för fiberräkning i faskontrastmikroskop finns utarbetad av WHO (86). Finns behov att identifiera de fibrer som förekommer kan detta för materialprov ske med polarisationsmikroskopi alternativt svepelektronmikroskopi. För identifiering av fibrer i luftburna prover krävs svepelektronmikroskop (SEM) utrustat med energidispersiv röntgenspektrometer (EDS). Även för SEM har WHO utarbetat särskild metodik (85). I svepelektronmikroskopet kan man både se och identifiera fibrer > 0,1 µm, vilket betyder att så gott som alla syntetiska glasartade oorganiska fibrer kan upptäckas. SEM har också använts för att i forskningssyfte storleksbestämma SiC-whiskers (10). Hälsoeffekter Allmänt om hälsoeffekter och testsystem Kroppsvävnaden reagerar på inandat och deponerat främmande material, såsom fibrer deponerade i lungvävnad, med en inflammatorisk reaktion. Detta är en normal försvarsmekanism och som regel av övergående slag. En långvarig eller t.o.m. permanent reaktion kan uppstå om fibrerna har en sådan längd eller sammansättning att de inte kan tas om hand av kroppens normala försvar vilket kan resultera i att de blir kvar i lungan där de deponerats under en längre tid och att kroppsceller reagerar med en inflammatorisk reaktion. Vid långvarig eller 49 upprepad exponering genom inandning av biologiskt aggressiva fibrer kan kroniska vävnadsreaktioner uppkomma i andningsvägar eller lungvävnad såsom bindvävsbildning (fibros) eller tumörbildning (cancer i luftvägar eller lunga, mesoteliom i lungsäck eller bukhåla). Ett flertal djurstudier har gjorts för att påvisa olika fibrers förmåga att inducera inflammation och fibros i luftvägarna. Exponeringsnivåerna i dessa studier har varit betydligt högre än de nivåer som visats orsaka irritationssymptom hos människa och de behandlas därför inte vidare, annat än i undantagsfall, i detta underlag. De styrker dock att dessa fibrer har förmåga att framkalla inflammatorisk retning i andningsvägarna även om dos- effektförhållanden är svårbedömda. Vid exponering av oskyddad hud för fibrer kan lokala retningseffekter uppkomma. Lungfibros En typ av vävnadsreaktion är lungfibros. Inandning och deposition av fibrer kan leda till förstöring av vävnadsceller och bindvävsomvandling i vävnaderna som följd av de reparativa processer som utlöses vid en längre tids kontakt med främmande agens med sådana egenskaper. En sådan bindvävsomvandling utgör en patologisk (sjuklig) vävnadsförändring och kan i framskridet skede iakttas vid röntgenundersökning. Den nedsättning av lungfunktionen som orsakas av denna bindvävsomvandling kan vara möjlig att påvisa innan förändringen resulterat i förändringar som kan iakttas vid en röntgenundersökning utförd med traditionell metodik. Lungcancer Långvarig exponering genom inandning av asbestfibrer kan medföra en ökning av risken för lungcancer, närmare bestämt cancer i luftrörens epitelskikt – s.k. bronkialcancer. Mekanismerna för denna effekt är inte kända. En del av den till- gängliga vetenskapliga dokumentationen talar för ett samband mellan utveckling av ärrvävnad, dvs. fibros, i lungan och initiering av en tumöromvandling i den drabbade vävnaden. Andra data talar för möjligheten att asbestfibrerna verkar direkt på luftrörsvävnadens cellkärnor genom en s.k. genotoxisk effekt. Fibrer har också föreslagits vara bärare av carcinogena ämnen. Ett flertal studier har visat på en betydande synergistisk effekt mellan exponering för asbestfibrer och rökning vad gäller uppkomst av lungcancer. Asbestfibrerna nämns här som exempel på biologiskt aggressiva fibrer. Vissa slag av syntetiska oorganiska fibrer kan förete likheter med asbestfibrer avseende fysikaliska, t.ex. biopersistens, och andra karakteristika vilket bör beaktas i bedömning av deras biologiska egenskaper. Mesoteliom Mesoteliom är elaktartade tumörer som iakttagits i s.k. mesotelvävnad i lungsäck eller bukhåla hos människa efter exponering för flera slag av asbestfibrer. De har också framkallats hos försöksdjur med experimentell teknik genom inandning av andra slag av mineralfibrer än asbest och vissa typer av syntetiska oorganiska 50 fibrer. Fibrernas verkningsmekanism är okänd. Sannolikt transporteras de efter deposition via inandning i lungan till direkt kontakt med lungsäcksvävnaden (mesotelet) och kan där orsaka omvandling till elakartad tumörvävnad. Detta sker antingen via utveckling av fibros eller via en genotoxisk effekt på samma sätt som tumöromvandling i lungvävnad. Benägenheten hos en del fiberslag att orsaka mesoteliom har utnyttjats i experimentell cancerforskning och även i utformning av testsystem för undersökning av fibrers cancerframkallande egenskaper. Den experimentella tillförseln av fibrerna sker via inandning (inhalation), injektion i luftstrupen (s.k. intratrakeal instillation) eller direkt injektion i lungsäck eller bukhåla. Testsystem Generellt gäller för alla testsystem att de fibrer man använder sig av skall vara väl definierade vad avser längd, diametrar och fibertyp(er). Experimentella undersökningar utförda på försöksdjur bör granskas med avseende på exponeringsväg eller applikationsmetod. Numera bedöms i veten- skapskretsar alltmer allmänt att heldjursstudier (s.k. studier in vivo) som grundas på s.k. intrakavitära test, dvs. intrapleural eller intraperitoneal injektion hos levande försöksdjur (instillation direkt i lungsäck och bukhåla) är mindre specifika och har därmed mindre relevans för riskbedömningar, än studier där man använder sig av exponering för respirabla fibrer via inandning. De intrakavitära testen baseras på en onaturlig, icke-fysiologisk, exponeringsväg och de använda doserna blir härigenom höga, vilket ger svårbedömda ospecifika effekter i testsystemet. I lungsäck och bukhåla saknas dessutom de mekanismer för borttransport av främmande material som finns i andningsvägar och lunga. Dessa undersökningars relevans och överföringen av resultat från denna test- modell till att gälla även exponering av människor i de betingelser som råder på arbetsplatser har därför kommit att ifrågasättas. Resultaten bör under alla omständigheter bedömas i ett samlat perspektiv av resultat framtagna även i andra modeller för testning. Tester av det slag som sammanfattas i kategorin in vitro-undersökningar, varmed avses tester utförda på isolerade preparat av kroppsceller eller kropps- vävnader – alltså inte på levande djur – har nackdelen att de är mera ospecifika och relevansen därmed är svårtolkad. Av EU-kommissionen förordade tester speglar ett rådande mekanistiskt tän- kande och detta har 1999 sammanfattats under kommissionens ledning i ett dokument (26). Där ingår beskrivning av testsystem för: - biopersistens vid korttidsexponering genom inhalation - biopersistens vid intratrakeal applikation (injektion i luftstrupen) - cancerframkallande effekt genom intraperitoneal injektion (injektion i bukhålan) hos råttor - kronisk inhalationstest hos råttor - subkronisk inhalationstest för testning av toxiska egenskaper 51 Effekter på hud Syntetiska oorganiska fibrer kan framkalla klåda och irritation orsakad av mekanisk påverkan av fibrer direkt på huden. I allmänhet anses att fibrer som är grövre än 5 µm i diameter står för huvuddelen av den mekaniska retningseffekten (28, 32, 70). Detta kan orsaka eksem och försämring av eksem framför allt hos personer som har eller har haft atopiskt eksem. Dessa personer har ökad benä- genhet för klåda och eksem och är känsliga för t.ex. den mekaniska irritations- effekten som orsakas av syntetiska oorganiska fibrer (78). Eksem orsakat av oorganiska syntetiska fibrer är ett betydande kliniskt problem och ett yrkes- problem. Personer med atopiskt eksem kan få mycket stora svårigheter att arbeta som t.ex. isolerare, byggnadsarbetare eller elektriker pga. denna effekt (29, 78). Av dagens unga har 20% atopiskt eksem (7). Allergiskt kontakteksem orsakat av allergiframkallande ämnen, när dessa använts som bind- och täckmedel i fiberprodukter, har rapporterats främst av epoxi- och fenolformaldehydhartser både i produktionsledet och i användarledet (29, 78). Kontinuerliga glasfibrer Fibrer av kontinuerliga glasfibrer har i allmänhet befunnits ha låg grad av toxicitet vid exponering av människor och försöksdjur. Det bör härvid beaktas att detta slag av fibrer i stor utsträckning är icke-respirabla på grund av att deras diametrar överstiger 3 µm och oftast 6 µm. Humandata Epidemiologiska studier av yrkesgrupper exponerade för kontinuerliga glasfibrer och fibrer av isolerull har inte visat något samband mellan exponeringen och utveckling av kronisk lungsjukdom. Man har inte heller kunnat påvisa någon ökad risk för lungcancer eller mesoteliom i lungsäck eller bukhåla som kunnat hänföras till just exponering för kontinuerliga glasfibrer. De utförda studierna har gjorts på stora grupper av anställda exponerade för dessa fibrer. IARCs bedömning är att det går inte att bedöma om ämnet är cancerframkallande (42). Djurdata Vad beträffar djurexperimentella studier har inga inhalationsstudier utförts. Det finns ett antal publicerade studier av instillation av glasfibrer i lungsäck hos råtta och även instillation i bukhålan hos försöksdjur. Försöken var negativa, inne- bärande att ingen skillnad i tumörutveckling kunde observeras mellan experi- mentgrupp och kontrollgrupp. För referenser se ref. (42). Glas-, sten- och slaggfibrer Humandata I epidemiologiska studier har sambandet mellan exponering för mineralull och lungfibros, pleuraförändringar, kronisk bronkit, kroniskt obstruktiv lungsjukdom, 52 emfysem och astma undersökts. Inga övertygande sådana samband har kunnat påvisas (18, 42). En studie har visat ökad risk för luftvägsobstruktion bland mineralullsexponerade arbetare som är storrökare (31). Exponering för mineralull har satts i samband med irritativa symptom i ögon och övre luftvägar (hosta, stickande/brännande känsla i ögon, näsa, svalg och rinnande täppt näsa) hos byggnadsarbetare som arbetat med isoleringsarbete. Symptomen ökade i relation till hur många timmar de arbetade med fiber- materialet per månad (68). Direkta exponeringsmätningar är ej gjorda i denna studie men exponeringsnivån vid samma typ av arbete har rapporterats vara ≤3 fibrer/ml (76). I en liknande svensk studie (3) baserad på återkommande hälsoundersökningar som med 2-3 års mellanrum utförts på byggnadsarbetare över hela landet inklu- derades män födda 1955 eller senare som 1984-93 genomgått spirometrisk undersökning och för vilka självrapporterad exponering och yrkestitel var tillgängliga (n=83 993). För undersökta perioden 1989-92 fanns samtidigt symptom från luftvägarna registrerade (n=45 716). Minst två spirometriska undersökningar 1984-93, yrkestitel och självrapporterad exponering var till- gängligt för 20 086 män. Vid exponeringsklassificeringen kombinerades bedömning av yrkeshygieniker baserad på yrkestitel (jobb-exponeringsmatris) med personens egna uppgifter om exponering vid hälsoundersökningen. I analys- modellerna inkluderades förutom isoleringsull även exponering för kvarts, asbest och isocyanater, samt rökvanor. Ett internt referensmaterial för spirometri användes. Ingen relation mellan exponering för isoleringsull och VC eller FEV1 sågs vid en tvärsnittsanalys (n=83 993) eller longitudinell analys (n= 20 086). Däremot fanns en ökad förekomst (Prevalensoddskvot [POR]=2,6, 95% konfi- densintervall 2,2-3,6) av ihållande hosta, rapporterad vid hälsoundersökning 1989- 92, bland de byggnadsarbetare (n=1747) som klassats som högexponerade för isoleringsull. För detta krävdes att de både hade en yrkestitel som enligt jobb- exponeringsmatrisen innebar eget arbete med materialet (isolerare, rörläggare och snickare) och att de dessutom själva uppgivit att de arbetat med materialet minst 2 timmar dagligen under det senaste året. Jämförelse gjordes med byggnadsarbetare som på motsvarande sätt klassificerats som oexponerade (n=4280). I analysen justerades för asbestexponering, kvartsexponering och rökvanor, som samtliga också gav oberoende och statistiskt signifikanta riskökningar. Den skattade effekten av sådan höggradig exponering för isoleringsull var jämförbar med den för aktiv rökning (POR=2,6, 95% konfidensintervall 2,4-2,8). Även i grupper med lägre exponering för isoleringsull fanns mindre, men signifikanta, riskökningar. Personburna mätningar av respirabla fibrer (n=125) under perioden 1978-90 för isolerare och snickare (ej tillgängliga för rörläggare) utförda inom samma företagshälsovårdsorganisation, visade medianhalter på 0,10-0,42 fibrer/ml luft (75:e percentiler: 0,19-0,74 f/ml). Totaldammsmätningar (n=42) fanns bara fram till 1985 och visade medianhalter på 0,98-3,15 mg/m3 (75:e percentiler 1,00- 12,9 mg/m3). Alltsedan början av 1970-talet har ett betydande antal stora epidemiologiska studier utförts för att utröna om exponering för syntetiska oorganiska fibrer, 53 närmast fibrer av slagg-, sten- och glasull medför ökad risk för cancer, fr.a. lungcancer och mesoteliom. I ett tiotal epidemiologiska kohortstudier – av vilka flera kompletterats med fall-kontrollstudier inom kohorterna – har observerats höjd dödlighet orsakad av lungcancer hos anställda i mineralulls-tillverkande industri, se ref. (5) och däri citerade referenser. Risktalen, avseende fibrer av glasull uttryckta som SMR (Standardized Mortality Ratio), har varierat mellan 0.82 och 1.99. För fibrer av stenull har i tre studier observerats SMR mellan 1,22 och 1.53 (5). I en analys av de insamlade data i dessa studier har inte de förhöjda risktalen kunnat knytas till exponering just för de studerade fibrerna (42). I ingen av dessa studier har något dos-respons-förhållande mellan exponering för de studerade fibrerna och dödsrisk för lungcancer kunnat påvisas. Därutöver finns osäkerhet i beräkningar av SMR där nationell dödlighet används för jämförelse utan korrigering för regionala variationer och socio-ekonomiska skillnader, innefattande rökvanor (5, 6). Ytter- ligare omständigheter att beakta i granskningen av undersökningarna utgörs av exponering för andra ämnen med cancerframkallande egenskaper (t.ex. PAH och arsenik) samtidigt med eller oberoende av exponeringen för mineralfibrer. En svårighet med dessa studier är att i detalj bedöma tidigare exponeringsförhål- landen. Konfounding från asbestexponering har däremot sannolikt inte bidragit till de observerade riskökningarna. De undersökta grupperna har valts så att risken för uppträdande av asbestexponering som störningsfaktor i analyser kunnat mini- meras. Därtill har någon ökning av mesoteliom inte iakttagits i dessa studier vilket styrker antagandet att asbestexponeringen som förklaringsfaktor kunnat elimineras (5, 42). Det bör framhållas att den skattade exponeringen för glas-, sten- och slagg- ullsfibrer i allmänhet varit låga i de refererade studierna ovan, i förhållande till t.ex. historiska exponeringar för asbest, varför eventuella cancerrisker kan vara svåra att påvisa. En uppskattning är t.ex. att exponeringen för stenull har varit omkring 1 f/ml (13, 23), intervall 0,03-1,42 f/ml (23). En exponering för asbest på 1 f/ml under 30 år har skattats ge ett SMR på 1,3 (5, 19). Djurdata – fibrer av glasull och stenull I inhalationsstudier på försöksdjur med fibrer av glasull och stenull har inte påvisat vävnads- eller organeffekter i form av tumörbildning och för fibrer av glasull inte heller lungfibros. Enstaka experimentella djurstudier utförda med fibrer från stenull har visat viss bindvävsomvandling (42). I ett betydande antal studier har observerats tumörbildning i lungsäck och bukhåla efter direktinjektioner, implantation, av glas- och stenullsfibrer. Detta slag av studier bedöms numera, som ovan nämnts, utgöra otillräcklig grund för antagandet att tumörer skulle orsakas av inhalation av fibrerna. Studierna omnämns dock här eftersom man tidigare fäst större avseende vid dem, se t.ex. IARCs tidigare bedömning av mineralfibrer (41). 54 Glasfibrer för specialändamål (specialfibrer) Humandata Epidemiologiskt material i form av publicerade vetenskapliga rapporter för bedömning av hälsoeffekter på människa saknas. Djurdata Vad beträffar djurexperimentella fynd föreligger för ett slag av mikrofibrer av glas som beretts vid hög temperatur för specialändamål, s.k. E-glas och 475-glas, resultat av inhalationsstudie på råtta. Hos råttor (38 djur) exponerade för 475-glas fibrer observerades 4 adenom i lungorna vilket författarna ansåg inte skilde sig från kontrollen (38 djur, 1 carcinom och 1 adenom). Hos råttor (43 djur) expo- nerade för E-glas-fibrer observerades 7 carcinom och 3 adenom i lungorna samt 2 mesoteliom (16). Därutöver föreligger en studie på hamster exponerade för s.k. ”475-glas”, där ett fall (1/83) av mesoteliom observerades i den exponerade gruppen (36, 65). Samma iakttagelser, dvs. uppkomst av lungtumörer och mesoteliom hos försöksdjur har rapporterats även vid exponering genom instil- lation av fibrerna direkt i luftstrupen (71, 72). Eldfasta keramiska fibrer (RCF) Eldfasta keramiska fibrer tillverkas och används i ökande utsträckning i arbets- livet sedan början av 70-talet. Då RCF i stor utsträckning vid bearbetning frigör fibrer med tjocklek och längd som innebär att de är respirabla och eftersom dessa har, relativt sett, dålig löslighet i kroppsvätskor och hög biopersistens bör expo- nering för RCF betraktas som potentiellt förenad med en högre risk än andra slag av syntetiska oorganiska fibrer. Vid användningen av RCF-material vid höga temperaturer kan en omvandling till kristallina former (silika, kristallina silikater och kristobalit) ske, se Klassificering av syntetiska oorganiska fibrer. Material- prov av upphettade eldfasta keramiska fibrer kan innehålla upp till 37% kristobalit (8). Men variationen är stor och prover på använd ugnsinfodring med inget eller mycket litet kristobalitinnehåll har rapporterats (51). I luftprover från ugnsrivning har 4-15% kristobalit hittats där ugnsinfodringen utsatts för 500 – 2550°C under 130-471 timmar (30, 61). 75% av de personburna proverna hamnade på eller överskred gränsvärdet för kristobalit (30). Kristalliseringen innebär inte att fib- rerna mister sin fiberform, men de blir förmodligen sprödare genom värmebe- handlingen och skulle därmed kunna ge upphov till högre damningsbenägenhet och ett kortfibrigare damm vid hantering (51). Om dammet vid ugnsrivning inne- håller kristobalit utgör detta en potentiell silikosrisk. För exponeringsdata för eldfasta keramiska fibrer vid tillverkning och i brukar- ledet, se bilaga 3. Humandata För närvarande föreligger inga publicerade epidemiologiska studier av risker för cancer hos grupper exponerade för eldfasta keramiska fibrer. 55 I fråga om andra effekter än cancer observeras i IARCs sammanställning 2002 att uppgifter publicerats om förekomst av s.k. pleuraplack (lungsäcksförtjockning) hos arbetare som under lång tid – under 20 år eller däröver – varit exponerade för RCF (55, 59). I studien utförd av Lockey och medarbetare observerades ett samband mellan skattad kumulerad exponering för RCF – dvs. produkten av antal månader av exponering gånger halt av RCF-fibrer i inandningsluft - och uppkomst av lungsäcksförändringar, i huvudsak pleuraplack. En signifikant ökad oddskvot sågs i gruppen med högst (>135 f[fiber]-månader/ml: OR 6,0; 95% konfidens- intervall, KI, 1,4-31,0) och näst högst (>45-135 f-månader/ml: OR 5,6; 95% KI 1,5-28,1) kumulativ exponering, jämfört med gruppen med lägst exponering (>0- 15 f-månader/ml). Detta samband sågs efter att man kontrollerat för tidigare asbestsexponering. Efter en latenstid på >20 år hade 8% av de exponerade pleura- förändringar (59). Vidare sågs ett icke signifikant samband (odds kvot 4,7; 95% KI 0,97-23,5, justerat för bl.a. ålder och tobakskonsumtion) med röntgenologiskt konstaterade lungförändringar (eng. ”irregular opacities”) i gruppen med den högsta kumulativa dosen (>135 f-månader/ml). Vidare har i en studie utförd av Cowie et al. (15) av 774 RCF-exponerade anställda observerats en ökning av symptom från andningsvägarna, främst av typ luftrörsinflammation (bronkit) och antydan till samband med ökande kumulerad exponering över tid. Författarnas tolkning av fynden var att symptomen orsakats av fibrernas lokalt irriterande effekt på andningsvägarnas slemhinnor. I denna studie rapporterades också en antytt ökad förekomst av lungsäcksförändringar och pleuraplack i relation till tiden för första exponeringen som i medeltal bara var 9,6 år. Endast 9 personer hade pleuraplack av de 355 exponerade arbetarna som tidigare inte varit asbestexponerade. Även en antytt ökad förekomst av röntgeno- logiskt iakttagbara förändringar (eng. ”small opacities”) i lungvävnaden rappor- terades. Dessa förändringar kunde dock inte sättas i samband med grad av expo- nering för RCF och författarna anger iakttagelsen som osäker. I samma studie- population iakttogs hos rökande män, efter justering för tobakskonsumtion, en nedsättning av lungfunktionen (FEV1 och FVC) korrelerad till en kumulerad exponering för eldfasta keramiska fibrer. Nedsättningen motsvarande ca 20 ml av FEV1 respektive FVC per f-år/ml. Ingen effekt sågs hos icke rökare. Författarnas tolkning av iakttagelsen var att en låggradig funktionsnedsättning av restriktiv typ kan orsakas av en kombinationseffekt av exponering för RCF och tobaksrökning. Personer anställda i ett företag som producerade eldfasta keramiska fibrer (592 män och 144 kvinnor) undersöktes med spirometri. Studien innefattade både personer som arbetade direkt med produktionen av fibrerna och personer som inte gjorde det. Den tidsvägda medianxponeringen varierade mellan 0,01-1,0 fibrer/ml och medianexponeringstiden var 8,5 år (män) och 4,0 år (kvinnor). Rökande och ex-rökande män uppvisade, efter justering för bl.a. tobakskonsumtion och ålders- relaterad förändring, en signifikant ytterligare sänkning av FVC (165 ml respektive 155 ml vid 10 års exponering) och hos rökande män fanns också en signifikant sänkning av FEV1 (135 ml/10 år). Hos icke-rökande kvinnor observerades en signifikant sänkning av FVC (350 ml/10 år) (56). Enligt författarna kan den observerade skillnaden mellan män och kvinnor bero på 56 skillnad i exponeringstid eller avspegla en reell könsskillnad i känslighet, men också på att gruppen undersökta kvinnor var liten (56). Torrhosta och ögonirritation var vanligare hos arbetare som exponerats för halter mellan 0,2 och 0,6 fibrer/ml av keramiska fibrer vid jämförelse med arbetare som exponerats för halter lägre än 0,2 fibrer/ml. Oddskvoten för torrhosta var 2,5 (95% KI 1,3-5,1) och för ögonirritation 2,2 (95% KI 1,3-3,5) (81). Det totala antalet deltagare i denna undersökning var 628. Sammanlagt 617 (98%) var exponerade för halter under 1 fiber/ml. I denna studie fanns också ett samband mellan kumulativ exponering för keramiska fibrer och en sänkning av FEV1 hos både rökare och ex-rökare. Författarnas slutsats var att kumulativ exponering för keramiska fibrer kan ge obstruktiv lungfunktionsnedsättning genom att förstärka effekten av rökning (81). LeMasters et al. (57) redovisar orsaksspecifik dödlighet för män anställda vid två RCF-producerande företag. Dödligheten var lägre än förväntat jämfört med den allmänna befolkningen vilket talar för en s.k. healthy-worker-effekt. Dödlig- heten i lungcancer och icke-malign lungsjukdom var inte förhöjda. Inget fall av mesoteliom observerades. Studiens styrka är en detaljerad yrkes- och rökvane- anamnes baserad på intervju för flertalet av studiepersonerna, samt en rimlig latenstid (median 23 år). Svagheter är healthy-worker-effekten och att kohorten är både relativt begränsad i storlek och ung vid uppföljningens slut (median 50 år). Den statistiska styrkan för att upptäcka exempelvis en fördubblad lungcancerrisk var bara 40%, vilket kraftigt begränsar informationsvärdet. Dödlighet orsakad av cancer eller elakartad tumör i urinorganen observerades som förhöjd. Denna observation baseras på få fall (5 observerade mot 1.45 förväntade) och författarna drar inte någon slutsats om orsakssamband mellan exponering för RCF och urinvägscancer på basis av studien. Ett påpekande görs om att iakttagelsen inte baseras på någon i förväg uppställd hypotes och en erinran om att en biologiskt trovärdig skademekanism för närvarande inte låter sig formuleras. Djurdata I väl utförda experiment med exponering genom inandning av RCF hos råttor har observerats uppkomst av lungfibros och ökad förekomst av lungtumörer (adenom). Vid liknande tester utförda på hamster har påvisats uppkomst av mesoteliom. Det finns även andra studier där inga sådana resultat har fram- kommit. I en långtidsstudie av RCF-exponering av råttor (62) har konstaterats både ökning av förekomst av lungfibros, och flera fall av mesoteliom för flera olika typer av RCF. Se även Hesterberg och Hart 2001 (37). I långtidsstudier på råtta och hamster har RCF även visats ge pleurafibros (62, 64). Sammanfattande kommentar om RCF-fibrer Vi har i dag endast ungefär 30 års erfarenhet av exponering för RCF. Detta kan innebära att en risk för mesoteliom och även för lungcancer kan finnas, men att den uppträder i sådant fall med en tidsmässig fördröjning – s.k. latenstid - som gör att den endast kommer att kunna observeras i framtida epidemiologiska studier. 57 Djurstudier finns som talar för att eldfasta keramiska fibrer är cancerframkallande och ger pleurafibros vid inhalationsexponering. RCF orsakar irritativa effekter i ögon och luftvägar. Det finns även studier som antyder att yrkesmässig exponering för RCF påverkar lungfunktionen, men det går inte att avgöra om en sådan påverkan är av restriktiv eller obstruktiv typ. Den skattade effekten på lungfunktionen av exponeringen var (per f-år/ml) av samma storleksordning som den av ett paketårs tobakskonsumtion, vilket talar för att den kan vara kliniskt relevant. I två studier har exponering för RCF satts i samband med utveckling av lungsäcksförändringar, i huvudsak pleuraplack. I den ena studien hade kontroll för tidigare asbestsexponering gjorts och i den andra studien bedömdes de RCF-exponerade arbetarna ha varit oexponerade för asbest. Gene- rellt sett är det dock alltid svårt att bedöma tidigare asbestexponering. Kiselkarbid (SiC) Kiselkarbid är en hård, syntetiskt framställd kristallin förening av kisel och kol. Det har sedan 1800-talet använts i sandpapper och i olika skärande redskap, som isoleringsmaterial mot hetta och i halvledarindustri. Partiklar av kiselkarbid kan vara klädda med amorft eller kristallin kiseldioxid. Kiselkarbid förekommer i många former, som amorft damm, oregelbundet formade partiklar och som kristallina fibrer, s.k. whiskers. De luftburna fibrer som alstras vid industriell tillverkning av kiselkarbid uppges av Bye et al. (10) till 80% bestå av fibrer <0,5µm i diameter och >5µm i längd. I och med att fibrerna är tunnare än 3 µm är de respirabla. Kiselkarbid i icke-fibrös form har låggradig toxicitet både vid exponering av människa och experimentdjur, se Bruch et al. 1993 (9) och Parkes et al. 1994 (67). Kiselkarbid i fibrös form kan generera respirabla fibrer som har visat sig besitta biologiskt aktiva egenskaper liknande asbestfibrer. Inandade fibrer av kiselkarbid har visats ha hög biopersistens innebärande förmåga att bli kvar i lungvävnad över längre tider (77). I litteraturen finns också fallbeskrivningar av lungfibros. Hos anställda exponerade för kiselkarbid i framställning av Carborundum har iakttagits utveckling av en specifik form av dammlunga och nedsättning av lungfunktion. Humandata I epidemiologiska studier av exponering för kiselkarbid, oavsett om exponering sker för fibrer eller partiklar av icke-fiberkaraktär, försvåras bedömningar och tolkning av resultat av att exponeringen som regel är av blandat slag med samtidig förekomst av andra toxikologiskt aktiva luftföroreningar. I ett arbete av Dufresne et al. från 1993 (20) rapporterades att i undersökning av fiberinnehåll i lung- vävnad hos en SiC-exponerad anställd befanns att ca 30% av fibrerna utgjordes av SiC. Övriga fibrer bestod av amorf eller kristallinisk kvarts med inblandning av kisel och järn och därtill kiselhaltiga fibrer härrörande från kaolinit (20). 58 I kliniska och epidemiologiska undersökningar har observerats: - nodulära lungförändringar med utseende liknande silikos - bindvävsomvandling i lungvävnad vid sidan av de nodulära förändringarna - lungfunktionsnedsättning - astma, emfysem och kronisk bronkit Dessa iakttagelser har redovisats av Dufresne et al. (20, 21), Durand et al. (22), Osterman et al. (66), Romundstad et al. (75), m.fl. För litteraturöversikt se Vaughan et al. (83). Dessa studier har gjorts vid tillverkningen av kiselkarbid med en komplex exponering och det har inte varit möjligt att med säkerhet koppla exponeringen för just kiselkarbidfibrer – till att skilja från effekter av annat partikulärt damm – till effekterna på lungorna och dra några slutsatser om dos- effekt eller dos-respons samband I två epidemiologiska studier har redovisats förhöjd risk för lungcancer vid framställning av kiselkarbid. Infante-Rivard et al. (43) genomförde i Quebec, Kanada 1994, en retrospektiv kohortstudie av anställda i produktion av kiselkarbid, varvid iakttogs en förhöjd risk för dödlighet i andningsvägarnas sjukdomar, annat än cancer, motsvarande SMR (Standardiserat Dödstal) 2,0 (95% konfidensintervall 1,2 – 3,2) och en dödlighet i lungcancer motsvarande SMR 1,7 (95% konfidensintervall 1,1 – 2,5). Lungcancermortaliteten ökade svagt med kumulerad exponering för totaldamm. Det bör dock observeras att exponeringen för kiselkarbid varit kombinerad med exponering även för andra luftföroreningar och att mätningar utförts endast av totala dammhalter, utan att skilja upp partikulär respektive fibrös kiselkarbid. I en norsk undersökning redovisad av Romundstad et al. (74), av kiselkarbid- exponerade personer, ingick 2620 män. Förutom fibrer av kiselkarbid består exponeringen av partiklar av kiselkarbid och kristallin kiseldioxid. Det fanns en stark korrelation mellan all dessa exponeringar och mellan var och en av dessa och lungcancer. Vid analysen av sambandet mellan exponering och utveckling av lungcancer uppvisade kumulerade fiberhalter av kiselkarbid ett dosrespons- samband men inte kristallin kiseldioxid, då man tog hänsyn till båda expo- neringarna samtidigt. Förhöjd lungcancerrisk påvisades även i den lägsta exponeringsgruppen, 0,1-0,9 f-år/ml. Det gick dock inte att skilja mellan exponering för fibrer av kiselkarbid och partikulärt kiselkarbid. Hela kohorten uppvisade en överrisk för lungcancer motsvarande ett SIR (Standardiserat incidenstal) på 1,9 (95% KI 1,5-2,3) (74). Även i denna undersökta grupp industrianställda fanns samtidig exponering för partiklar av kiselkarbid, svavel- dioxid, kristallin kiseldioxid (inklusive kristobalit) och exponering på låg nivå för polyaromatiska kolväteföreningar. Djurdata De biologiskt aktiva egenskaperna hos kiselkarbidfibrer har bekräftats i experimentella djurstudier sammanfattade av Vaughan et al. (82) så som iakttagelser av makrofagcellsdöd, bindvävsbildning och kronisk anrikning av inflammatoriska celler. 59 I djurexperimentella studier har kiselkarbidfibrer påvisats ha tumörframkallande egenskaper med utveckling av mesoteliom efter injektion av fibrer direkt i lung- säcken (79). I ett 13-veckors inhalationsförsök på råtta med mycket hög expo- nering vid tre olika dosnivåer av kiselkarbidfibrer (630, 1746 och 7276 f/ml, 6 timmar/dag, 5 dagar/vecka) påvisade Lapin et al. (54) effekter i form av: - inflammatorisk reaktion i andningsvägarna - slemhinnehyperplasi och adenomatos - bronkiolit-alveolit med väggförtjockning - fokal fibros i lungsäcksvävnad (pleura) och därtill ett dos-responsförhållande mellan exponeringsnivån och dessa effekter. I en studie baserad på intratrakeal instillation påvisade Petran et al. (69) inflam- matorisk reaktion och förstöring av den normala lungstrukturen och lungfibros hos marsvin efter exponering för SiC-fibrer (50 mg engångsdos). SiC-fibrer injicerade intratrakealt har visats orsaka inflammatorisk reaktion som ökar med exponeringstid och med bildande av inflammatoriska granulom men utan bildning av tumörer (82). Liknande förändringar har också visats efter exponering för asbestfibrer (krokidolit). Det bör observeras att de använda doserna var höga, innebärande att effekten även kan tillskrivas en överbelastning av lungorna med partiklar, inklusive fibrer. Man kan inte reservationslöst se dem enbart som effekter av fibrerna i sig. Studier har också utförts av kiselkarbidfibrer (”whiskers”) instillerade i lung- säck hos råtta varvid påvisats uppkomst av mesoteliom (49). Vid exponering av cellkulturer (s.k. in vitro-metod) för kiselkarbidfibrer har påvisats celltoxiska egenskaper jämförbara och motsvarande asbestfibrer av typ amosit. Sammanfattande kommentar om kiselkarbid Sammanfattningsvis kan konstateras att fibrer av kiselkarbid uppvisar biologiskt aktiva egenskaper som gör att det kritiska organet för effekter kan bedömas vara lungvävnad. Hos arbetare exponerade för kiselkarbid har silikosliknande föränd- ringar observerats men sambandet med exponering för just kiselkarbidfibrer är oklart då arbetarna även varit exponerade för bl.a. kvarts. Vid framställning av produkter av kiselkarbid, innebärande exponering för fibrer av kiselkarbid, har i två epidemiologiska studier påvisats förhöjd risk för lungcancer. I båda dessa undersökningar har även annan samtidig exponering förekommit av sådant slag att observationen inte med säkerhet kan tillskrivas exponeringen för kiselkarbidfibrer. Dos-respons/dos-effekt samband Irritativa symptom i ögon och övre luftvägar har rapporterats vid exponering för mineralull vid uppskattade exponeringsnivåer på ≤3 f/ml (68). Ihållande hosta har rapporterats vid en medianexponering på 0,1 till 0,42 f/ml (75% percentilen varierade mellan 0,19 och 0,74 f/ml) för isolerull (3). I omfattande epidemiologiska data har inte kunnat påvisas ett samband mellan exponering för mineralullsfibrer och lungcancer. Exponeringsnivåerna har dock 60 varit låga, omkring 1 f/ml och lägre, för en stor del av de studerade popula- tionerna. Eventuell cancerrisk vid högre exponering har inte studerats. Samma bedömning har gjorts av IARC (42). Torrhosta och ögonirritation var vanligare hos arbetare som exponerats för eldfasta keramiska fibrer i exponeringsnivåer mellan 0,2 och 0,6 fibrer/ml vid jämförelse med arbetare som exponerats för halter lägre än 0,2 fibrer/ml (81). En lungfunktionsnedsättning (FEV1 och FVC) har rapporterats hos rökande män vid en genomsnittlig exponering för keramiska fibrer på 0,9-2,1 fibrer/ml med en skattad reduktion på ca 100 ml av vardera per 5 f-år/ml (15). Vidare har en sänkning av FVC visats hos rökande och ex-rökande män och sänkning av FEV1 hos rökande män efter 8,5 års (median) exponering för mellan 0,01 och 1,0 f/ml. Hos icke-rökande kvinnor observerades en signifikant sänkning av FVC vid samma exponeringsnivå och en medianexponeringstid av 4,0 år. Antalet kvinnor i studien var dock få (56). Ett signifikant ökat antal lungsäcksförändringar, i huvudsak pleuraplack, som tyder på att fibrer kommit i kontakt med lungsäckarna, har rapporterats hos arbetare exponerade för eldfasta keramiska fibrer vid en kumulerad exponering på >45-135 f-månad/ml jämfört med en grupp med lägre exponering (59). Vidare sågs i samma studie en tendens till ökning av röntgenologiskt konstaterade lungförändringar i gruppen med den högsta kumulativa dosen (>135 f- månader/ml). Hos arbetare exponerade för kiselkarbid har silikosliknande förändringar obser- verats men sambandet med exponering för just kiselkarbidfibrer är oklar och några slutsatser om dos-effekt/dos-respons samband kan inte göras. Exponering för kiselkarbid har i två epidemiologiska studier satts i samband med utvecklingen av lungcancer (43, 74). I vilken grad just kiselkarbidfibrerna bidragit till risk- ökningen är oklart. I studien av Romundstad et al. påvisades förhöjd lung- cancerrisk även i den lägsta exponeringsgruppen, 0,1 och 0,9 f-år/ml (74). Slutsatser Den kritiska effekten vid yrkesmässig exponering för mineralulls-fibrer är irritation (ihållande hosta) i luftvägarna. Detta har visats vid median- exponeringsnivå på 0,1-0,4 fibrer/ml. Data för fastställande av kritisk effekt vid yrkesmässig exponering för glasfibrer för specialändamål (specialfibrer) saknas. Glasfibrer för special- ändamål, innefattande s.k. typ E-glasfibrer och typ ”475”-glasfibrer, bedöms vara möjligt carcinogena för människa. Den kritiska effekten vid yrkesmässig exponering för eldfasta keramiska fibrer (RCF) är lungfunktionsnedsättning. Detta har påvisats hos en liten grupp icke-rökande kvinnor efter 4 års (median) exponering för 0,01-1,0 fibrer/ml. Vid samma exponeringsnivå har en sänkning av FVC visats hos rökande och ex- rökande män och en sänkning av FEV1 hos rökande män efter 8,5 års median- exponeringstid. Irritativa effekter i ögon och luftvägar har visats vid en lägsta exponeringsnivå på 0,2-0,6 fibrer/ml. Indikationer finns på att långvarig expo- 61 nering för RCF kan ge lungsäcksförändringar, huvudsakligen av typ pleuraplack, hos människa och RCF-exponering har visats ge pleurafibros hos försöksdjur. Biopersistensdata och djurförsök anger carcinogen potential och RCF bedöms vara möjligt carcinogena för människa. Studier av arbetare utsatta för kiselkarbidfibrer är mycket svårtolkade då de samtidigt utsatts också för bl.a. kristallin kvarts. I sådana studier har en ökad förekomst av silikosliknande förändringar iakttagits. Förhöjd cancerrisk har satts i samband med en exponeringsnivå på 0,1-0,9 fibrer/ml under flera år, men annan exponering har förelegat. Kiselkarbid bedöms vara möjligt carcinogent för människa. För syntetiska oorganiska fibrer generellt gäller att fibrer (mekanisk på- verkan av fibrer grövre än 5 µm) kan ge klåda, hudirritation och eksem, särskilt hos känsliga personer (atopiker). Vad beträffar fiberdefinitioner bör de svenska kriterierna harmoniseras med de av WHO 1997 fastställda kriterierna. Referenser 1. ACGIH. Synthetic vitreous fibers. Documentation of the Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices. 7th ed. Cincinnati, Ohio: American Conference of Governmental Industrial Hygienists, 2001: 16 pp. 2. Akiyama I, Ogami A, Oyabu T, Tamato H, Morimoto Y, Tanaka I. Clearance of deposited silicon carbide whisker from rat lungs inhaled during a 4-week exposure. J Occup Health 2003;45:31-35. 3. Albin M, Engholm G, Hallin N, Hagmar L. Impact of exposure to insulation wool on lung function and cough in Swedish construction workers. Occup Environ Med 1998;55:661-667. 4. Arbetarskyddsstyrelsens kungörelse med föreskrifter. Syntetiska oorganiska fibrer. AFS 1990:9. Arbetarskyddsstyrelsens författningssamling. 5. Berrigan D. Respiratory cancer and exposure to man-made vitreous fibers: a systematic review. Am J Ind Med 2002;42:354-362. 6. Boffetta P, Kogevinas M, Westerholm P, Saracci R. Exposure to occupational carcinogens and social class differences in cancer occurrence. In: Kogevinas M, Pearce N, Susser M, Boffetta P, eds. Social Inequalities and Cancer. Lyon: International Agency for Research on Cancer, IARC ScientificPublications 1997;138:331-341. 7. Broberg A, Svensson Å, Borres MP, Berg R. Atopic dermatitis in 5-6-year-old Swedish children: cumulative incidence, point prevalence, and severity scoring. Allergy 2000;55;1025- 1029. 8. Brown RC, Sara EA, Hoskins JA, Evans CE, Young J, Laskowski JJ, Acheson R, Forder SD, Rood AP. The effects of heating and devitrification on the structure and biological activity of aluminosilicate refractory ceramic fibres. Ann Occup Hyg 1992;36:115-129. 9. Bruch R, Rehn B, Song H, Gono E, Malkusch W. Toxicological investigations on silicon carbide. 1. Inhalation studies. Br J Ind Med 1993;50:797-806. 10. Bye E, Eduard W, Gjønnes J, Sørbrøden E. Occurrence of airborne silicon carbide fibers during industrial production of silicon carbide. Scand J Work Environ Health 1985;11:111- 115. 11. Cheng RT, McDermott HJ, Gia GM, Cover TL, Duda MM. Exposures to refractory ceramic fiber in refineries and chemical plants. Appl Occup Environ Hyg 1992;7:361-367. 12. Cheng YS, Powell QH, Smith SM, Johnson NF. Silicon carbide whiskers: characterization and aerodynamic behaviors. Am Ind Hyg Assoc J 1995;56:970-978. 62 13. Cherrie J, Krantz S, Schneider T, Ohberg I, Kamstrup O, Linander W. An experimental simulation of an early rock wool/slag wool production process. Ann Occup Hyg 1987;31:583- 593. 14. Cherrie JW, Bodsworth PL, Cowie HA, Groat SA, Pettie S, Dodgson J. A report on the environmental conditions at seven European ceramic fibre plants. IOM Report No. TM/89/07. 15. Cowie HA, Wild P, Beck J, Auburtin G, Piekarski C, Massin N, Cherrie JW, Hurley JF, Miller BG, Groat S, Soutar CA. An epidemiological study of the respiratory health of workers in the European refractory ceramic fibre industry. Occup Environ Med 2001;58:800- 810. 16. Cullen RT, Searl A, Buchanan D, Davis JMG, Miller BG, Jones AD. Pathogenicity of a special-purpose glass microfiber (E glass) relative to another glass microfiber and amosite asbestos. Inhal Toxicol 2000;12:959-977. 17. Davis JMG, Brown DM, Cullen RT, Donaldson K, Jones AD, Miller BG, McIntosh C, Searl A. A comparison of methods of determining and predicting the pathogenicity of mineral fibers. Inhal Toxicol 1996;8:747-770. 18. De Vuyst P, Dumortier P, Swaen GMH, Pairon JC, Brochard P. Respiratory health effects of man-made vitreous (mineral) fibres. Eur Respir J 1995;8:2149-2173. 19. Doll R, Peto J. Asbestos. Effects on health of exposure to asbestos. Review for the UK Health and Safety Commission. London: Her Majesty’s Stationery Office 1985:1-58. 20. Dufresne A, Loosereewanich P, Harrigan M, Sébastien P, Perrault G, Bégin R. Pulmonary dust retention in a silicon carbide worker. Am Ind Hyg Assoc J 1993;54:327-330. 21. Dufresne A, Loosereewanich P, Armstrong B, Infante-Rivard C, Perrault G, Dion C, Massé S, Bégin R. Pulmonary retention of ceramic fibers in silicon carbide (SiC) workers. Am Ind Hyg Assoc J 1995;56:490-498. 22. Durand P, Bégin R, Samson L, Cantin A, Massé S, Dufresne A, Perreault G, Laflamme J. Silicon carbide pneumoconiosis: a radiographic assessment. Am J Ind Med 1991;20:37-47. 23. Enterline PE. Carcinogenic effects of man-made vitreous fibers. Annu Rev Publ Health 1991;12:459-480. 24. Esmen NA, Corn M, Hammad YY, Whittier D, Kotsko N, Haller M, Kahn RA. Exposure of employees to man-made mineral fibers: ceramic fiber production. Environ Res 1979;19:265- 278. 25. European Commission. Commission Directive 97/69/EG of 13 Dec 1997. Off J Eur Comm 1997;L 343:19-24. 26. European Commission Joint Research Centre. Methods for the Determination of the Hazardous Properties for Human Health of Man Made Mineral Fibres (MMMF). Bernstein D, Riego Sintes J, eds. EUR 187 48 EN (1999). 27. European Commission – Scientific Committee on Occupational Threshold Limits. MMMF. ILSI Workshop report. SCOEL/INF/449; EMPL/D/6/kz D (1). 28. Fisher BK, Warkentin JD. Fiber glass dermatitis. Arch Dermatol 1969;99:717-719. 29. Fregert S, Björkner B, Bruze M, Dahlquist I, Gruvberger B, Persson K, Trulsson L, Zimerson E. Yrkesdermatologi. Lund: Studentlitteratur 1990:39-41. 30. Gantner BA. Respiratory hazard from removal of ceramic fiber insulation from high temperature industrial furnaces. Am Ind Hyg Assoc J 1986;47:530-534. 31. Hansen EF, Rasmussen FV, Hardt F, Kamstrup O. Lung function and respiratory health of long-term fiber-exposed stonewool factory workers. Am J Respir Crit Care Med 1999;160:466-472. 32. Heisel EB, Hunt FE. Further studies in cutaneous reactions to glass fibers. Arch Environ Health 1968;17:705-711. 63 33. Hesterberg TW, Miiller WC, Musselman RP, Kamstrup RD, Thevenaz P. Biopersistence of man-made vitreous fibers and crocidolite asbestos in rat lung following inhalation. Fundam Appl Toxicol 1996;29:267-279. 34. Hesterberg TW, Hart GA, Chevalier J, Miiller C, Hamilton RD, Bauer J, Thevenaz P. The importance of fiber biopersistence and lung dose in determining the chronic inhalation effects of X607, RFC1 and chrysotile asbestos in rats. Toxicol Appl Pharmacol 1998;153:68-82. 35. Hesterberg T, Chase G, Axten C, Miller WC, Musselman RP, Kamstrup O, Hadley J, Morscheidt C, Bernstein DM, Thevenaz P. Biopersistence of synthetic vitreous fibers and amosite asbestos in the rat lung following inhalation. Toxcol Appl Pharmacol 1998;151:262- 275. 36. Hesterberg TW, Axten C, McConnell EE, Hart GA, Miiller W, Chevalier J, Everitt J, Thevenaz P, Oberdörster G. Studies on the inhalation toxicology of two fiberglasses and amosite asbestos in the Syrian golden hamster. Part I. Results of a subchronic study and dose selection for a chronic study. Inhal Toxicol 1999;11:747-784. 37. Hesterberg TW, Hart GA. Synthetic vitreous fibers: a review of toxicology research and its impact on hazard classification. Crit Rev Toxicol 2001;31:1-53. 38. Hickling H, Thomas DH, Briggs J. High temperature behaviour of alumino-silicate ceramic fibres. Science of Ceramics 1981;11:397-403. 39. Holroyd D, Rea MS, Young J, Briggs G. Health-related aspects of the devitrification of aluminosilicate refractory fibres during use as a high-temperature furnace insulant. Ann Occup Hyg 1988;32:171-178. 40. Hori H, Higashi T, Fujino A, Yamato H, Ishimatsu S, Oyabu T, Tanaka I. Measurement of airborne ceramic fibres in manufacturing and processing factories. Ann Occup Hyg 1993;37:623-629. 41. IARC. Man-made mineral fibers and radon. IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol 43. Lyon: International Agency for Research on Cancer, 1988;43:1-171. 42. IARC. Man-made vitreous fibres. IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol 81. Lyon: International Agency for Research on Cancer, 2002;81:1- 381. 43. Infante-Rivard C, Dufresne A, Armstrong B, Bouchard P, Thériault G. Cohort study of silicon carbide production workers. Am J Epidemiol 1994;140:1009-1015. 44. IPCS. Man-Made Mineral Fibres. Environmental Health Criteria 77. Geneva: International Programme on Chemical Safety, World Health Organization 1988 45. ISO. Air Quality - Determination of the number concentration of airborne inorganic fibres by phase contrast optical microscopy - Membrane filter method. ISO 8672:1993(E). 46. ISO. Ambient air - Determination of asbestos fibres - Direct-transfer transmission electron microscopy method. ISO 103 12:1995(E). 47. ISO. Ambient air - Determination of numerical concentration of inorganic fibrous particles - Scanning electron microscopy method. ISO 149 66:2002(E). 48. Jager A, Stadler Z, Wernig J. Investigations on microstructural changes undergone by ceramic fibers at elevated temperatures, particularly as regards the formation of cristobalite. Ber Dt Keram Ges 1984;61:143-147. 49. Johnson NF, Hahn FF. Induction of mesothelioma after intrapleural inoculation of F344 rats with silicon carbide whiskers of continuous ceramic filaments. Occup Environ Med 1996;53;813-816. 50. KemI. Kemikalieinspektionens föreskrifter om ändring i föreskrifterna (KIFS 1994:12) om klassificering och märkning av kemiska produkter. KIFS 1998:7. Kemikalieinspektionens författningssamling 1998. 64 51. Krantz S, Christensson B, Lundgren L, Paulsson B, Figler B, Persson A. Exponering för keramiska fibrer vid smältverk och gjuterier. Arbete och Hälsa 1994;34:1-36. Arbetsmiljöinstitutet, Solna. 52. Kriteriegruppen för Hygieniska Gränsvärden. Syntetiska oorganiska fibrer. Underlag för Hygieniska Gränsvärden. 2. Arbete och Hälsa 1982;8:32-44. Arbetarskyddsverket, Solna. 53. Krombach F, Münzing S, Allmeling AM, Gerlach JT, Behr J, Dörger M. Cell size of alveolar macrophages: an interspecies comparison. Environ Health Perspect 1997;105 Suppl 5:1261- 1263. 54. Lapin CA, Craig DK, Valerio MG, McCandless JB, Bogoroch R. A subchronic inhalation toxicity study in rats exposed to silicon carbide whiskers. Fundam Appl Toxicol 1991;16:128- 146. 55. Lemasters G, Lockey J, Rice C, McKay R, Hansen K, Lu J, Levin L, Gartside P. Radiographic changes among workers manufacturing refractory ceramic fibre and products. Ann Occup Hyg 1994;38 Suppl 1:745-751. 56. Lemasters GK, Lockey JE, Levin LS, McKay RT, Rice CH, Horvath EP, Papes DM, Lu JW, Feldman DJ. An industry-wide pulmonary study of men and women manufacturing refractory ceramic fibers. Am J Epidemiol 1998;148:910-919. 57. LeMasters GK, Lockey JE, Yiin JH, Hilbert TJ, Levin LS, Rice CH. Mortality of workers occupationally exposed to refractory ceramic fibers. J Occup Environ Med 2003;45:440-450. 58. Levin J-O, red. Principer och metoder för provtagning och analys av ämnen på listan över hygieniska gränsvärden. Arbete och Hälsa 1997;6:1-67. Arbetslivsinstitutet, Solna. 59. Lockey JE, Le Masters GK, Levin L, Rice C, Yiin J, Reutman S, Papes D. A longitudinal study of chest radiographic changes of workers in the refractory ceramic fiber industry. Chest 2002;121:2044-2051. 60. Lundberg P, red. Syntetiska oorganiska mineralfibrer. Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden. 9. Arbete och Hälsa 1988;31:55-77. Arbetsmiljöinstitutet, Solna. 61. Löffler FW. Mögliche Gefährdung durch keramische Fasern. [Possible endangering by ceramic fibres] Zbl Arbeitsmed 1988;38:222-233. (på tyska, engelskt abstract) 62. Mast RW, McConnell EE, Anderson R, Chevalier J, Kotin P, Bernstein DM, Thévenaz P, Glass LR, Miiller WC, Hesterberg TW. Studies on the chronic toxicity (inhalation) of four types of refractory ceramic fiber in male Fischer 344 rats. Inhal Toxicol 1995;7:425-467. 63. Maxim LD, Kelly WP, Walters T, Waugh R. A multiyear workplace-monitoring program for refractory ceramic fibers. Regul Toxicol Pharmacol 1994;20:200-215. 64. McConnell EE, Mast RW, Hesterberg TW, Chevalier J, Kotin P, Bernstein DM, Thévenaz P, Glass LR, Anderson R. Chronic inhalation toxicity of a kaolin-based refractory ceramic fiber in Syrian golden hamsters. Inhal Toxicol 1995;7:503-532. 65. McConnell EE, Axten C, Hesterberg TW, Chevalier J, Miiller WC, Everitt J, Oberdörster G, Chase GR, Thévenaz P, Kotin P. Studies on the inhalation toxicology of two fiberglasses and amosite asbestos in the Syrian golden hamster. Part II. Results of chronic exposure. Inhal Toxicol 1999;11:785-835. 66. Osterman JW, Brochu D, Thériault G, Greaves IA. Evaluation of the ATS respiratory diseases questionnaire among French-speaking silicon carbide workers. Can J Publ Health 1990;81:66-72. 67. Parkes WR. Non-fibrogenic (“inert”) minerals and pneumoconiosis. In: Parkes WR, ed. Occupational Lung Disorders. Oxford: Butterworth-Heinemann 1994:253-284. 68. Petersen R, Sabroe S. Irritative symptoms and exposure to mineral wool. Am J Ind Med 1991;20:113-122. 69. Petran M, Cocarla A, Olinici DC. Silicon carbide induced pneumoconiosis: a microscopic and biochemical experimental study. J Occup Health 1999;41:253-258. 70. Possick PA, Gellin GA, Key MM. Fibrous glass dermatitis. Am Ind Hyg Assoc J 1970;31:12- 15. 65 71. Pott F, Ziem U, Mohr U. Lung carcinomas and mesotheliomas following intratracheal instillation of glass fibres and asbestos. In: Proceedings of the VIth International Pneumoconiosis Conference. Bocum, Federal Republic of Germany, 20-23 September 1983, Vol. 2. Geneva: International Labour Office, 1984:746-756. 72. Pott F, Ziem U, Reiffer F-J, Huth F, Ernst H, Mohr U. Carcinogenicity studies on fibres, metal compounds, and some other dusts in rats. Exp Pathol 1987;32:129-152. 73. Remaeus B. Varför ändrades fiberdefinitionen i Sverige? Miljön på jobbet nr 2/1991. Arbetarskyddsstyrelsen, Solna. 74. Romundstad P, Andersen A, Haldorsen T. Cancer incidence among workers in the Norwegian silicon carbide industry. Am J Epidemiol 2001;153:978-986. 75. Romundstad P, Andersen A, Haldorsen T. Non-malignant mortality among Norwegian silicon carbide smelter workers. Occup Environ Med 2002;59:345-347. 76. Schneider T. Exposure to man-made mineral fibres in user industries in Scandinavia. Ann Occup Hyg 1979;22:153-162. 77. Searl A, Buchanan D, Cullen RT, Jones AD, Miller BG, Soutar CA. Biopersistence and durability of nine mineral fibre types in rat lungs over 12 months. Ann Occup Hyg 1999;43:143-153. 78. Sertoli A, Francalanci S, Giorgini S. Fiberglass dermatitis. In: Kanerva L, Elsner P, Wahlberg JE, Maibach HI, eds. Handbook of Occupational Dermatology. Berlin: Springer, 2000:122- 134. 79. Stanton MF, Layard M, Tegeris A, Miller E, May M, Kent E. Carcinogenicity of fibrous glass: pleural response in the rat in relation to fiber dimension. J Natl Cancer Inst 1977;58:587-603. 80. Strübel G, Faul L, Schwieger Th. Faserstaubbelastung durch alte und neue keramische Fasern bei industrieller Anwendung [Fiber dust exposure caused by old and new ceramic fibers during industrial use]. Zbl Arbeitsmed 1991;41:258-268. (på tyska, engelskt abstract) 81. Trethowan WN, Burge PS, Rossiter CE, Harrington JM, Calvert IA. Study of the respiratory health of employees in seven European plants that manufacture ceramic fibres. Occup Environ Med 1995;52:97-104. 82. Vaughan GL, Trently SA, Wilson RB. Pulmonary response, in vivo, to silicon carbide whiskers. Environ Res 1993;63:191-201. 83. Vaughan GL, Trently SA. The toxicity of silicon carbide whiskers, a review. J Environ Sci Health 1996;31:2033-2054. 84. Vine G, Young J, Nowell IW. Health hazards associated with aluminosilicate fibre products. Ann Occup Hyg 1984;28:356-359. 85. WHO. Method of monitoring and evaluating airborne man-made mineral fibres: report on a WHO consultation. Copenhagen: World Health Organisation, Regional Office for Europe 1981. 86. WHO. Determination of airborne fibre number concentrations. A recommended method by phase-contrast optical microscopy (membrane filter method). Geneva: World Health Organisation 1997. 66 Bilaga 1. Definitioner och betydelsen av en del ord, begrepp och synonymer som används inom fiberområdet. Ord/begrepp Definition/betydelse Aerodynamisk diameter Diametern hos en sfärisk partikel med densiteten 1 g/cm3, vilken i stillastående luft eller luft i laminärt flöde har samma fallhastighet som den aktuella partikeln oberoende av dennas verkliga form, storlek och densitet Aspect ratio Förhållandet längd/diameter hos en fiber Bindemedel Ämne eller förening som binder samman fibrer i en produkt så fast att den kan formas. Vanligtvis är bindemedlen fenol-formaldehyd- eller urea-formaldhydhartser Biopersistens Förmågan hos en fiber att bli kvar i lungan efter att den deponerats. Biopersistens avgörs av fibrers löslighet och av lungors och andnings- vägars förmåga att avlägsna deponerade fibrer Eldfasta keramiska fibrer Syntetiska glasartade silikatfibrer framställda av smälta aluminium- silikater där fibrerna är slumpvis orienterade och deras totala innehåll av alkalimetalloxider och alkaliska jordartsmetaller är lika med eller understiger 18% Fiber Partikel med ett längd-breddförhållande större än 3:1 (enl. WHO) Glasartad fiber Icke-kristallina fiber Glasartad syntetisk oorganisk fiber Syntetisk fiber framställd av silikatmineral Glasfiber av glasull, specialglasfiber Bred kategori av fibrer som kan avse glasfibrer, fibrer av glasull, specialglasfiber Kontinuerliga fibrer Glasfibrer av viss diameter, vanligen överstigande 6 µm, dragna ur en glassmälta Kristallin fiber Fibrer med atomerna ordnade i ett nätverk/kristallgitter Mikrofiber Vanligen en glasfiber för specialanvändning med diameter mindre än 1 µm. Även kallad supertunn fiber Mineralullsfibrer Syntetiska glasartade silikatfibrer framställda av smält glas, sten eller slagg där fibrerna är slumpvis orienterade och deras totala innehåll av alkalimetalloxider och alkaliska jordartsmetaller överstiger 18% Nominell diameter Medianvärdet av fibrernas längd i en produkt sammansatt av fibrer Refraktär Eldfast Respirabel fiber Fiber med diameter <3 µm (enl. WHO) - för att räknas skall fibern dessutom var längre än 5 µm Silikatfiber Fiber som består av föreningar av Si, O och en eller flera metaller Specialfibrer Vanligen finfibriga syntetiska glasartade silikatfibrer framställda av smält glas där fibrerna är slumpvis orienterade och deras totala innehåll av alkalimetalloxider och alkaliska jordartsmetaller kan variera från 2% till mer än 18% Whiskers Oorganiska enkristallfibrer WHO-fibrer Alla fibrer med diameter understigande 3 µm, längd minst 5 µm och kvot längd/diameter (aspekt ratio) större än 3:1 67 Bilaga 2. Internationella klassificeringar. Europaunionen Det är värt att nämna att frågan om klassifikation av mineralfibrer i EU (tidigare EEG) länge varit kontroversiell mellan Europaländerna. Från Tysklands sida har under lång tid argumenterats utgående från en grundsyn att fibrer har i princip cancerframkallande egenskaper men kan befrias från en sådan beteckning beroende på: - kemisk sammansättning och på denna grund framräknat Cancerogenitets- Index - utfallet av djurexperiment med injektion av fibrer i lungsäck eller bukhåla - utfallet av djurexperiment med inhalation eller injektion i luftstrupen av fibrer under längre tid I november 1997 fastställde EU-kommissionen kriterier för klassificering och riskmärkning av syntetiska oorganiska fibrer grundat på bedömning av tänkbara hälsoeffekter. EU-dokumentet betecknas som 23:e adaptationen (97/69/EC) av EU-direktivet om Farliga ämnen (”Dangerous Substances Directive” – 67/548/ EEC). Enligt EU-systemet klassificeras all mineralull av SMF som lokalt retande och kan därutöver klassificeras som cancerogener enligt EU-kommissionens sär- skilda system för detta. EU-systemet för klassificering av cancerogener samman- faller delvis, men inte helt, med IARCs motsvarande system. EU-kategorierna är: - 1. Cancerogen - 2. Sannolik cancerogen - 3. Möjlig cancerogen Enligt EU-kommissionens regler återfinns fibrer av mineralull i EU-klasserna 2 och 3 ovan beroende på kemisk sammansättning och resultat av löslighetstest enligt EU-kommissionens beskrivning av rekommenderade testmetoder för pröv- ning av (26): - Biopersistens hos mineralfibrer - inhalation - Biopersistens hos mineralfibrer - intratrakeal instillation - Cancerogentest - injektion i bukhålan hos råttor - Kronisk toxicitetstest råtta - inhalationstest av mineralfibrer hos råtta - Subkronisk toxicitetstest råtta - inhalationstest av mineralfibrer hos råtta Det bör observeras att dessa prövningsmetoder inte utgör del av EU-direktivet om Farliga Ämnen 67/548/EEC. De har status ”Metoder rekommenderade av EU- kommissionen” men saknar laga kraft i EU medlemsländer om de inte genom nationell reglering gjorts gällande i enskilt land. Se även diskussionspromemoria (ILSI Workshop Report) från EU-kommis- sionens vetenskapliga kommitté för hygieniska gränsvärden 2001 (27). IPCS 1987 Det Internationella Programmet för Kemisk Säkerhet (International Programme for Chemical Safety, IPCS) som bedrivs gemensamt av Världshälsoorganisationen WHO, den Internationella Arbetsorganisationen ILO och Förenta Nationernas Miljöprogram UNEP utarbetade 1987 en rapport (44) innehållande bedömningar 68 av mineralfibrers hälsoeffekter. IPCS uppmärksammade särskilt de lokalt retande effekterna av mineralfibrer på hud och på andningsvägars slemhinnor. Beträffande cancerogena egenskaper inskränkte sig IPCS till att konstatera att vissa mineral- fibrer kunde tänkas orsaka lungcancer och rekommenderade användning av personlig skyddsutrustning i situationer där yrkesexponering för höga lufthalter förekom. IARC 2002 WHOs Internationella cancerforskningsinstitut (IARC), beläget i Lyon, Frankrike, utförde 1988 en granskning av tillgängligt studiematerial om mineralfibrer med bedömningar av fibrernas eventuella cancerframkallande egenskaper (41). Vid denna tidpunkt gjordes bedömningen att för sten- och slaggullsfibrer förelåg begränsad bevisning för fibrernas cancerframkallande effekt hos människa. IARC klassifikation av glas-, slagg- och stenullsfibrer vid den tidpunkten blev därför en placering i kategori 2 B – ämnen bedömda som möjligen cancerframkallande för människa. IARC tillkallade i november 2001 en expertgrupp för en ny bedömning och en samlad genomgång av aktuell och relevant vetenskaplig dokumentation om mineralfibrers cancerframkallande egenskaper. Rapporten innehållande IARC-gruppens överväganden har offentliggjorts (42). I den bedömning av mineralfibrers cancerframkallande egenskaper som utfördes av IARC 2001 drogs efter granskning av ett omfattande vetenskapligt material slutsatsen att endast fibermaterial som visar hög beständighet i biologiska material bör förbli klassificerade som möjligt cancerframkallande på människa (IARC kategori 2B). Denna kategori innefattar eldfasta keramiska fibrer (RCF) som används industriellt för bl.a. isoleringsändamål vid höga temperaturer såsom industriugnar och vissa glasullsprodukter för specialändamål som inte avser isolering. Fibrer av de vanligast använda mineralfiberullsprodukterna, varmed här avses glasull, stenull och slaggull för isolering behöver inte längre vara klassificerade som cancerframkallande för människa. De har av IARC arbetsgrupp därför bedömts som tillhörande kategori 3 – dvs. icke klassificeringsbara avseende cancerframkallande egenskaper. Samma bedömning har av IARC gjorts beträd- fande fibrer av kontinuerliga glasfibrer. IARC sammanfattade i rapporten (42) i förekommande fall cancerframkallande egenskaper enligt följande: - Det går inte att bedöma (”inadequate evidence”) om fibrer av glasull är cancerframkallande för människa - Det går inte att bedöma om fibrer av kontinuerliga glasfilament är cancerframkallande för människa - Det går inte att bedöma om fibrer av sten- eller slaggull är cancerframkallande för människa - Det går inte att bedöma om refraktära keramiska fibrer (i detta underlag benämnda eldfasta keramiska fibrer) är cancerframkallande för människa - Det finns tillräckliga belägg för att anse vissa glasfibrer för särskild användning (engelskspråkig term: special-purpose glass fibres), innefattande fibrer av s.k. E- 69 glas och glasfibrer typ “475”, cancerframkallande på försöksdjur - Det finns tillräckliga belägg för att anse refraktära keramiska fibrer (i detta underlag benämnda eldfasta keramiska fibrer) cancerframkallande på försöksdjur - Det finns begränsade belägg för att anse glasfibrer av isolerull cancerframkallande på försöksdjur - Det finns begränsade belägg för att anse fibrer av stenull (isolerull) cancerframkallande på försöksdjur - Det finns begränsade belägg för att anse fibrer av slaggull (isolerull) cancerframkallande på försöksdjur - Det finns begränsade belägg för att anse nyligen framtagna fibrer med hög beständighet i biologiska material (engelskspråkig term: biopersistens), innefattande mineralfibrer typ H, cancerframkallande på försöksdjur - Det går inte att bedöma om fibrer av kontinuerliga glasfilament är cancerframkallande på försöksdjur - Det går inte att bedöma om vissa under senare tid framtagna fibrer med låg grad av beständighet i biologiska material (engelskspråkig term : Biopersistens) – vari innefattas fibrer ingående i mineralull av alkalint jordsilikat (X-607), fibrer av mineralull innehållande låg halt av kisel (HT) och fibrer typ A, C, F och G, är cancerframkallande på försöksdjur IARCs övergripande bedömning – sammanvägning av tillgänglig bevisning härrörande från studier av människa och djurexperimentella studier: - Glasfibrer för specialändamål såsom fibrer av E-glas och “475”-glas är möjligen cancerframkallande för människa. IARC klassificering: Grupp 2 B - Refraktära keramiska fibrer är möjligen cancerframkallande för människa. IARC klassificering: Grupp 2 B - Fibrer härrörande från isolerull av glas, fibrer av kontinuerliga glasfilament och fibrer av sten- respektive slaggull går inte att klassificera vad avser carcinogenicitet för människa. IARC klassificering: Grupp 3 IARCs arbetsgrupp valde att inte göra en övergripande bedömning av under senare tid framtagna ullfibrer med låg beständighet i biologiska material (biopersistens) såsom alkaliskt jordsilikat, fibrer med hög halt av aluminium och låg halt av kisel. Detta beslut togs med hänvisning dels till avsaknad av humandata, oavsett att dessa material i de fall där de undersökts har visat sig ha låg cancerframkallande potential hos försöksdjur, dels på grund av de svårigheter som mötte arbetsgruppen att göra en meningsfull kategorisering av fibrerna baserad på deras kemiska sammansättning. Det bör observeras att vad beträffar fibrer av glasull, stenull och slaggull har IARC ändrat de bedömningar som gjorts vid det tidigare tillfället 1988 (41). Tyskland I Tyskland har djurexperimentella test med injektion i lungsäck eller bukhåla tillmätts större betydelse än i flertalet andra Europaländer och USA. 70 Bilaga 3. Exponeringsdata för eldfasta keramiska fibrer. Tillverkning av eldfasta keramiska fibrer sker inte i Sverige varför inhemska exponeringsdata saknas. Flera internationella studier finns dock redovisade. Esmen et al. (24) har studerat exponeringen vid 3 fabriker i USA och redovisar nivåer på fabriksmedelvärden mellan 0,05 – 2,6 f/ml. Högsta uppmätta värdet för ett enskilt arbetsmoment låg på 56 f/ml och avsåg efterbearbetning av produkter bl.a. sågning för hand samt emballering i oventilerad lokal. De stora skillnaderna mellan fabriksmedelvärdena förklaras av olika arbetssätt och skillnader i befintlig ventilation. I en europeisk studie av Cherrie et al. (14) innefattande 7 fabriker, varierade fabriksmedelvärdena för processarbetarna mellan 0,2-1,36 f/ml dvs. en faktor 7. Man pekar på olika tänkbara förklaringar till skillnaderna mellan fabrikerna, inkluderande ventilationssystemen samt den manuella hanteringen av fibermaterialen. Högsta uppmätt värde 3,4 f/ml rapporteras från processarbete inom gruppen ”secondary production”. Hori et al. (40) redovisar medelvärden mellan 0,27 – 0,66 f/ml vid tillverkning av eldfasta keramiska fibrer. Värdena representerar stationära provplatser. Vid personburen provtagning rapporteras värdena stiga med minst en faktor 2. I brukarledet har bl.a. Cheng et al. (11) kartlagt fiberhalter både vid installation och rivning av ugnsisolering. Vid rivning varierade uppmätta medelvärden mellan 0,02 – 1,3 f/ml med ett högsta enskilt värde på 17 f/ml. Vid återisolering varierade medelvärdena mellan 0,14 – 0,62 f/ml, med ett högsta uppmätt värde på 2,6 f/ml. Strübel (80) redovisar fiberhalter på 7,5 f/ml (1,06 – 23,0 f/ml) vid ugnsrivning och 1,04 f/ml (0,38 – 2,45 F/ml) vid återisolering. Krantz et al. (51) redovisar en fiberhalt på 1,6 f/ml (medianvärde) för ett antal rivningar av ugnsisolering i olika smältverk och gjuterier. Enskilda extremvärden på 210 f/ml förkom vid arbete under i stort sett oventilerade förhållanden. Vid återisolering av ugnar låg medianvärdet på 0,44 f/ml med ett högsta uppmätt värde på 5 f/ml. Fiberhalterna för exponeringskategori 1, dvs. de som var direktexponerade för fibrerna, uppvisade en spridning på 0,26 – 1,2 f/ml mellan de 4 studerade industrierna. Med undantag för vissa extremt dammiga efterbearbetningsmoment vid tillverkning samt rivning av ugnsisolering i användarledet, ligger rapporterade exponeringsnivåer från såväl tillverkning som användning i intervallet 0,1 – 2,6 f/ml, vilket skulle kunna tyda på att dammförhållandena under normala förhåll- landen är jämförbara. Å andra sidan anger ACGIH (1) genom hänvisning till 2 studier, dels Esmen et al. (24) och dels Maxim et al. (63), att 80% av proverna vid tillverkning ligger under 1 f/ml och 90% av proverna vid användning ligger under 3 f/ml, vilket skulle kunna tyda på att användning generellt sett är dammigare än tillverkning. En viss försiktighet är dock motiverad innan snabba generella slutsatser dras. Med säkerhet kan dock sägas att rivningsmoment och annan manuell torrbearbetning av eldfasta keramiska fibermaterial kan generera fiber- halter på 10 f/ml eller mer. 71 Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden 4,4´-diamino-3-3´-diklorofenylmetan (MOCA) 2004-02-04 Kemisk-fysikaliska data CAS nr 101-14-4 Synonymer 4,4´-Metylen-di-(2-kloranilin), 4,4´-Metylen bis (2-kloroanilin), di(4-amino-3-klorofenyl)metan Summaformel C13H12Cl2N2 Strukturformel Molvikt 267,16 g/mol Kokpunkt 360°C Smältpunkt 100-109°C Ångtryck 1 x 10-5 Pa vid 25°C, 0,0017 Pa vid 60°C Mättnadskoncentration 0,0001 ppm vid 25°C Löslighet 0,139 g/100 g vatten Fördelningskvot logPoktanol/vatten= 3,94 Användning Ren 4,4´-diamino-3-3´-diklorofenylmetan (eng. Methylene-bis-(o-chloroaniline), MOCA) är vid rumstemperatur ett kristallint pulver med en svag amindoft. Det är lättlösligt i alkohol, bensen och eter, men mindre lösligt i vatten (17). MOCA används främst som härdare vid tillverkning av polymerer och plaster och tillsätts för att variera hårdhet, flexibilitet och slagstyrka hos produkterna (10). Yrkesexponering sker genom inandning och hudupptag (30). Den troligen viktigaste exponeringsvägen är genom huden efter kontakt med kontaminerade ytor (6, 22). MOCA och dess metaboliter har detekterats i urin och plasma från arbetare exponerade för MOCA (7, 38). Baserat på de låga halter MOCA som uppmättes i luftprov från arbetsmiljön och de relativt höga halterna MOCA i CH2NH2 Cl NH2 Cl 72 urinprov från arbetare bedömdes, hudupptag, snarare än inandning, vara den huvudsakliga källan till absorption (22). Yrkesexponering sker huvudsakligen under produktionen av MOCA eller MOCA-innehållande polymerer (6, 22). Upptag Biotransformation Utsöndring Upptag MOCA i luften vid rumstemperatur förekommer huvudsakligen som damm och tas upp via andningsvägarna eller genom huden. Flera rapporter beskriver hud- upptag som den huvudsakliga exponeringsvägen (6, 8, 22). Chin et al. visade att MOCA upptogs snabbt i human neonatal förhud in vitro under 4 timmar. Upptaget var snabbast de två första timmarna och sjönk sedan. Upptaget var beroende av temperatur (5). En annan studie på human hud från bröst visade att upptaget var litet, 2,4-5,9% av den applicerade dosen hade absorberats efter 72 timmar (16). Data för kvatitativ beräkning av hudupptag saknas. Försök att skatta upptag av MOCA i arbetsmiljön har gjorts och luftprov visade relativt låga nivåer av MOCA. Högsta halten i luftprov uppmättes från arbetare i nära kontakt med MOCA (0,70 µg/m3) och i golvdamm nära smältningskärl (1,9±2,9 mg/m2). Två arbetade som hanterade MOCA i direkt hudkontakt (”mixers”) uppvisade MOCA-halter i luftprov från andningszonen på 0,34 och 0,06 µg/m3 och i ett försök att uppskatta hudexponeringen fästes bitar av gasbinda på händerna. Dessa bitar visade sig innehålla i genomsnitt 24,6±16 respektive 4,7±2,4 µg MOCA efter ett arbetspass. Dessa arbetare uppvisade också relativt höga nivåer av MOCA i urinen (29,9±15 och 94±46 µg/liter urin). Två andra arbetare som blandade smält MOCA, antingen manuellt eller automatiskt, upp- visade vid uppskattning av hudexponering på motsvarande sätt, MOCA-halter på 7,3±9,5 och 3±2,4 µg samt urinhalter runt 15 µg MOCA/liter (6). Proven upp- mättes under ett arbetspass. En liknande studie på en arbetare som (utan skydds- kläder) blandade smält MOCA och exponerades för ”MOCA-dimma” uppvisade en MOCA-halt i luftprov på 8,9±0,5 µg/m3 under 7 timmar. MOCA i urin hos samme arbetare låg mellan 50-120 µg/g kreatinin under hela arbetsveckan (18). I studier på råtta har man visat att MOCA-halten var högst i levern 24 timmar efter en peroral engångsdos på 281 µmol/kg. MOCA-halterna var följande: lever > njure > lunga > mjälte > urinblåsa > testiklar > hjärna > lymfocyter (2). Biotransformation Biotransformation har visats viktig för toxicitet, genotoxicitet och eliminering av MOCA. Ett flertal MOCA-metaboliter har identifierats. MOCA metaboliseras huvudsakligen i levern av cytokrom P450 enzymer (främst CYP3A4) (1, 42). N- hydroxy-MOCA har identifierats som den mest reaktiva och den huvudsakliga carcinogena metaboliten (4). Förutom oxidering involverar metabolism av MOCA konjugering med acetyl-, sulfat- och glukuronid-grupper (30). Det har spekulerats att MOCA-konjugat som bildas i levern transporteras vidare till urinblåsan där det 73 sura pH:t hydrolyserar konjugatet till N-hydroxy-MOCA (19). N-glukuronid- MOCA har identifierats som den huvudsakliga metaboliten i urin från exponerade arbetare (7). Den vanligaste MOCA-DNA-addukten som påvisats i urin från MOCA-exponerade arbetare är N-deoxyadenosin-8-yl-amino-3-chlorobenzyl alkohol (19). Utsöndring MOCA utsöndras både i urin och avföring. Fördelningen mellan utsöndrings- vägarna varierar i olika studier beroende på djurslag och administrationssätt. Höga halter av MOCA i urinen hos arbetare har minskats genom att införa förbättrad arbetshygien, skyddskläder, handskar, glasögon samt förbättrad ventilation. Dessutom används i många länder upprepad biologisk monitorering av MOCA- halter i urinen för att detektera eventuellt upptag (28). Arbetare med höga MOCA- halter i urinen har ofta arbetat i direkt kontakt med MOCA, ofta utan handskar (6, 30). Flera analyser av urin från MOCA-exponerade arbetare har visat att halv- eringstiden för MOCA i urin är ungefär 23 timmar (7, 28). I blod har halverings- tiden för globin-addukter beräknats till 16 dagar, medan halveringstiden för albumin-addukter var 4,6 dagar (2). I råtta (engångsdos 13 och 100 mg/kg i.p.) och hund (10 mg i.v.) såg man att bara ett par procent av intaget radioaktivt märkt MOCA utsöndrades i icke meta- boliserad form (10, 23). En studie på råttor (där radioaktivt MOCA gavs per os, 5,5-5,6 mg/råtta) visade att MOCA huvudsakligen eliminerades inom 24 timmar, största delen via feces (31-50%) och via urin (16-27%) (26). I en studie på hundar applicerades radioaktivt märkt MOCA (10 mg) på huden. Av den totala dosen eliminerades 1,3% av radioaktiviteten i urinen och 0,62% i gallan. 90% av den applicerade dosen fanns kvar i huden efter 24 timmar (23). 0,4% av MOCA detekterat i urinen var icke-metaboliserat MOCA. Ytterligare en studie på råttor visade att av den totala mängden radioaktivt märkt MOCA (2,5 mg), applicerat på huden, utsöndrades 2,5% av radioaktiviteten i urinen inom 72 timmar. Utsöndringshastigheten var relativt konstant under 3 dagar. Däremot verkade MOCA ha en lång retentionstid i huden då 40-60% var kvar i kroppen efter 72 timmar (11). Biologisk exponeringsmätning GC-MS och HPLC är de vanligaste analysmetoderna för att detektera MOCA i urin samt som hemoglobinaddukter i blod (30). Analys av MOCA i urin lämpar sig för att mäta exponeringen under ett arbetspass. Ofta är halterna av icke- metaboliserat MOCA i urinen låg. Genom att hydrolysera urinprov innehållande MOCA kan man få högre nivåer av s.k. ”fritt MOCA”. Analys av fritt MOCA efter hydrolysering är en rekommenderad metod för att mäta MOCA-exponering i urin från arbetare (7). För att bedöma längre tids exponering har en metod utar- betats för kvantitativ analys av MOCA bundet till hemoglobin (3). Beräkningar gällande sambandet mellan MOCA i luft och urinkoncentration saknas. 74 Toxiska effekter Humandata Ett par incidenter med MOCA-exponering i samband med olyckor har rappor- terats. 1987 exponerades en arbetare för MOCA genom spill på huden och oavsiktligt intag genom munnen. Arbetaren klagade över irritation i ögon samt illamående. Nivåerna av MOCA i urinen var 1400 µg/g kreatinin (5 timmar efter), som minskade till 30 µg/g kreatinin (23 timmar efter). Urinen innehöll vid 5 timmar också stora mängder protein, möjligen beroende på njurskada (15). Vid en spillolycka sprutade en 30-årig man ungefär 3 gallon (ca 11 liter) smält MOCA över bröst, rygg och extremiteter. Mannen bar skyddskläder (uppkavlade ärmar), andningsmask, skyddshandskar och glasögon, och han duschade i 45 min efteråt. Mannen klagade över rödflammig och ”solbränd” hud. Höga nivåer MOCA i urinen kunde detekteras (2169 µg/g kreatinin 4 timmar efter). Efter 4 dagar var nivån på 78 µg MOCA/g kreatinin (28). Halveringstiden beräknades till 23 timmar (28). Inga andra effekter än hudpåverkan enligt ovan finns beskrivna. Djurdata I cancerstudier med MOCA i dieten minskade viktökningen hos råttor både vid 500 och 1000 ppm. I samma studie fann man att livslängden minskade signifikant med 500 och 1000 ppm MOCA i dieten (standarddiet) och vid 500 ppm (den högsta halten i lågproteindiet) hos råttor (20). I en studie på hundar detekterades signifikant högre halter av glutamatpyruvattransaminas(GPT)aktivitet, som tyder på leverskador, samt en ökning av röda blodkroppar, leukocyter och epitelceller i urinen vid dagligt intag av 100 mg MOCA per os (36). I en annan studie rapport- erades om ökad dödlighet hos honmöss som fått hög dos MOCA (2000 ppm) i dieten. Man fann även en minskad viktökning hos råttor som fått 1000 ppm i dieten (31), tabell 1. Mutagenicitet och genotoxicitet Både in vivo och in vitro experiment visar att MOCA är genotoxiskt och muta- gent. MOCA var mutagent endast efter aktivering med S9-mix från leverceller i Salmonella typhimurium, stammarna TA98 och TA100 (13, 21, 29). De N- acetylerade metaboliterna var inte mutagena under samma betingelser (13). Man har funnit att MOCA inducerar DNA-reparation i hepatocyter från råtta, mus och hamster (24, 25). Dessutom uppmättes högre systerkromatidutbyte i lymfocyter från arbetare som exponerats för MOCA (kontrollanter, laboratoriepersonal och processarbetare) jämfört med oexponerade kontrollpersoner. Exakta exponerings- halter saknas. Ökade halter av systerkromatidutbyte påvisades också i lymfocyter från råttor som exponerats för MOCA (5 dagliga i.p. injektioner, 125 och 250 mg MOCA/kg bw) (9). Analys av avstötta urotelceller i urin från MOCA-exponerade arbetare visade att dessa hade signifikant högre halter mikrokärnor jämfört med kontrollpersoner. MOCA-arbetarna hade olika uppgifter i fabriken, varav de flesta sysslade med 75 polyuretangjutning. Koncentrationen MOCA i urin från arbetarna var mellan 0,4- 48,6 µmol/mol kreatinin, medan kontrollpersonerna inte hade någon MOCA alls i urinen. Mikrokärnor korrelerade inte med MOCA-halten i urin. Rökning verkade inte ha någon effekt på antalet mikrokärnor i denna studie, varken hos exponerade eller hos kontroller. Antalet rökare var dock litet (5 personer i vardera gruppen) (27). Flera studier har visat MOCA-addukter på DNA och i hemoglobin (3, 32, 33, 34). Urin från en arbetare som exponerades oavsiktligt för MOCA analyserades för MOCA-DNA addukter. Höga nivåer addukter påvisades 4 timmar efter expo- nering. En dramatisk minskning av DNA-addukter i urinen detekterades under de 17 efterföljande timmarna, därefter skedde en långsam minskning (19). Carcinogenicitet IARC (International Agency for Research on Cancer) har klassificerat MOCA som troligen cancerframkallande för människa (grupp 2A) (17). Trots otillräckliga bevis för carcinogenicitet hos människa anses bevisen, baserat på djurexperiment, tillräckliga för att klassa MOCA som troligen cancerframkallande för människa. Resultaten av cancerstudier på råttor, möss och hundar är sammanfattade i tabell 2 och nedan. Humandata Tre fall av blåscancer hos arbetare som jobbat med MOCA har rapporteras. Urin- och cellprov från 385 av totalt 552 arbetare på en MOCA-fabrik analyserades. Medelintervallet mellan första exponeringen till provtagning beräknades till 11,5 år. Totalt uppvisade 16 arbetare blod i urinen och 21 arbetare atypiska cellprov. Efter att första cancerfallet upptäcktes utfördes en grundligare undersökning av alla arbetare. Två cancerfall upptäcktes då trots att blod i urinen (hematuria) saknades. Alla tre hade endast arbetat en kort tid på fabriken (1,5 månader-1 år) men hade då sannolikt exponerats för höga halter MOCA. Två av arbetarna var 28 och 29 år gamla, icke-rökare och hade enligt rapporten inte arbetat med andra kemikalier misstänkta för att orsaka blåscancer. Latenstiden från exponering till diagnos var 8 respektive 11 år. Den tredje arbetaren var 44 år, rökare och hade arbetat med andra kemikalier. Latenstiden mellan exponering till diagnos var 16 år (39, 40). På uppdrag av Polyurethane Manufacturers Association har Hogan (14) försökt rekonstruera exponeringen för de tre fallen. Han kom fram till att de eventuellt kan ha exponerats för andra carcinogener, bl.a. andra aromatiska aminer. Hogans exponeringsuppskattning har kritiserats (41). Djurdata MOCA har visats vara carcinogent på råttor som fick MOCA i dieten. Protein- fattig diet gav en ökad tumörincidens jämfört med standarddieten, varför protein har förslagits ha en skyddande roll i MOCA-inducerad cancer. Tumörer uppkom huvudsakligen i lunga, lever och bröst (35), tabell 2. Russfield et al. visade att MOCA gav levertumörer och hemiangiosarkom i möss, samt tumörer i lunga och 76 lever i råtta (31). Hundar utvecklade blåscancer efter 9 års exponering för MOCA (36). Grundmann et al. visade att MOCA i dieten gav lung- och levertumörer i råtta (12), tabell 2. Studier in vitro visade att N-hydroxy-MOCA kunde transformera icke- tumorigena cell-linjer till tumorigena. Injektion av dessa celler i nakna möss inducerade tumörer inom 17 veckor (37). Reproduktionseffekter Inga teratogena eller reproduktionsstörande effekter har rapporteras. Dos-Effekt/dos-respons samband Data för fastställande av dos-responssamband på människa och djur saknas. Toxiska effekter och cancereffekter på djur är sammanfattade i tabell 1 och 2. Slutsatser Humandata för att fastställa en kritisk effekt för MOCA är otillräckliga. Baserat på djurförsök är den kritiska effekten cancer. MOCA-exponering sker huvud- sakligen genom hudupptag. MOCA är genotoxiskt in vitro och ger DNA-addukter in vivo. MOCA är cancerframkallande hos försöksdjur och bör betraktas som carcinogent för människa. Tabell 1. Toxiska effekter. Art Dos/Administrations- sätt Exponeringstid Effekt Ref. Mus, HaM/ICR 25 hanar 25 honor 0, 1000, 2000 ppm standarddiet, per os 18 månader 2000 ppm honor: ökad dödlighet 31 Råtta, ChR CD 25 hanar 0, 500, 1000 ppm standarddiet, per os 18 månader 1000 ppm: minskad viktökning 31 Råtta, ChR-SD 100, 100, 75, 50 hanar 0, 250, 500, 1000 ppm standarddiet, per os 18 månader 500 ppm: minskad viktökning, minskad livslängd* 1000 ppm: minskad viktökning, minskad livslängd* 20 Råtta, ChR-SD 100, 100, 75, 50 hanar 0, 125, 250, 500 ppm lågproteindiet, per os 18 månader 500 ppm: Minskad livslängd * 20 Hund, Beagle 6 honor, varav 1 dog tidigt 0, 100 mg/dag per os, kapsel 9 år 100 mg/dag: ökad GPT-aktivitet*, samt en ökning av röda blodkroppar, leukocyter och epitelceller i urinen. 36 * Signifikant skiljt från kontrolldjur 77 Tabell 2. Cancertester på djur. Art Dos/Administr- ationssätt Expo- neringstid Effekt Ref. Mus, HaM/ICR hanar honor 0, 1000, 2000 ppm standarddiet, per os 18 månader 0 ppm hanar: hepatom 3/18, lungadenom 5/18. 1000 ppm hanar: hepatom 3/13, hemangiom 2/13, hemangiosarkom 1/13, lungadenom 3/13. 2000 ppm hanar: hepatom 4/20, hemangiom 5/20, hemangiosarkom 3/20, lungadenom 2/20, lungadenocarcinom 2/20. 0 ppm honor: hemangiom 1/20, lungadenom 4/20, lungadenocarcinom 2/20, lymfosarkom 4/20, retikulosarkom 6/20. 1000 ppm honor: hepatom 9/21*, lungadenom 3/21, lymfosarkom 3/21, retikulosarkom 3/21. 2000 ppm honor: hepatom 7/14*, hemangiom 4/14, hemangiosarkom 2/14, lung adenom 2/14, lymfosarkom 1/14. 31 Råtta, Wistar hanar honor 1000 ppm tot. dos 27g/kg lågproteindiet, per os 535-565 dagar 0 ppm hanar, honor: bröstfibroadenom 2/50. 1000 ppm hanar: multipla hepatom 22/25, primära lungtumörer 8/25. 1000 ppm honor: multipla hepatom 18/25, primära lungtumörer 5/25. 12 Råtta, ChR CD hanar 0, 500, 1000 ppm standarddiet, per os 18 månader 0 ppm: cholangiocarcinom 1722, lungadenom 1/22. 500 ppm: hepatom 1/22, lungadenomatos 3/22, lungadenom 1/22, lungadenocarcinom 1/22, urinblåsecancer 2/22, gliom 1/22. 1000 ppm: hepatom 4/19, lungadenomatos 4/19, lungadenom 1/19, lungadenocarcinom 1/19, magsäcksadenocarcinom 1/19, hörselgångsadenom 1/19. 31 Råtta, ChR-CD hanar honor 0, 1000 ppm standarddiet, per os 548-560 dagar 0 ppm hanar: lungadenomatos 1/44, leukemi 2/44, lymfom 2/44, bröstfibroadenom 1/44, hypofysadenom 4/44. 1000 ppm hanar: lungadenomatos 14/44*, lungadenocarcinom 21/44*, skivepitelcancer 1/44, pleurala tumörer 4/44, pleural lipom 1/44, leveradenom 3/44, levercarcinom 3/44, leukemi 1/44, lymfom 4/44, bröstfibroadenom 1/44, bröstadenocarcinom 3/44, hypofysadenom 4/44, Interstitiell testikeladenom 4/44, njuradenom 1/44. 0 ppm honor: lungadenomatos 1/44, pleural lipom 1/44, lymfom 1/44, bröstfibroadenom 17/44, bröstadenocarcinom 3/44, bröstfibrosarkom 1/44, hypofysadenom 12/44. 1000 ppm honor: lungadenomatos 11/44*, lungadenocarcinom 27/44*, skivepitelcancer 1/44, pleurala tumörer 2/44, hemangiom 1/44, leveradenom 2/44, levercarcinom 3/44, cholangiom 1/44, leukemi 1/44, lymfom 3/44, bröstfibroadenom 18/44, bröstadenocarcinom 5/44, hypofysadenom 1/44*, vaginal fibrosarkom 1/44, njuradenom 1/44, njuradenocarcinom 1/44. 35 78 Tabell 2. Fortsättning. Art Dos/Administr- ationssätt Expo- neringstid Effekt Ref. Råtta, ChR-CD hanar honor 0, 1000 ppm lågproteindiet, per os 400-423 dagar 0 ppm hanar: lungadenomatos 1/21. 1000 ppm hanar: lungadenomatos 8/21*, lungadenocarcinom 5/21*, pleuratumör 1/21, leveradenom 5/21*, levercarcinom 11/21*, skivepitelcancer 1/21, lymfom 1/21, njurlipom 1/21, ganglioneurom 1/21. 0 ppm honor: lungadenomatos 1/21. 1000 ppm honor: lungadenomatos 14/21*, lungadenocarcinom 6/21*, pleuratumör 1/21, leveradenom 2/21, levercarcinom 1/21, bröstfibroadenom 1/21*, bröstadenocarcinom 6/21*, peritoneallipom 1/21, adenocarcinom i ileum 1/21. 35 Råtta, ChR-SD hanar 0, 250, 500, 1000 ppm standarddiet, per os 18 månader 0 ppm: primär lungtumör 1/100, bröstadenocarcinom 1/100, zymbal-körteltumörer 1/100, hemangiosarkom 2/100, hypofysadenom 42/100. 250 ppm: lungadenocarcinom 14/100*, primär lungtumör 23/100*, bröstadenocarcinom 5/100, zymbal-körteltumörer 8/100*, levercarcinom 3/100, hemangiosarkom 4/100, hypofysadenom 36/100. 500 ppm: lungadenocarcinom 20/75*, primära lungtumörer 28/75*, bröstadenocarcinom 8/75*, zymbal-körteltumörer 5/75, levercarcinom 3/75, hemangiosarcom 3/75, hypofysadenom 19/75*. 1000 ppm: lungadenocarcinom 31/50*, primära lungtumörer 35/50*, bröstadenocarcinom 14/50*, zymbal- körteltumörer 11/50*, levercarcinom 18/50*, hemangiosarkom 0/50, hypofysadenom 2/50*. 20 Råtta, ChR-SD hanar 0, 125, 250, 500 ppm lågproteindiet, per os 18 månader 0 ppm: hemangiosarkom 1/100, hypofysadenom 23/100. 125 ppm: lungadenocarcinom 3/100, primära lungtumörer 6/100*, bröstadenocarcinom 1/100, zymbal-körteltumörer 0, levercarcinom 0, hemangiosarkom 2/100, hypofysadenom 16/100. 250 ppm: lungadenocarcinom 7/75*, primära lungtumörer 11/75*, bröstadenocarcinom 3/75, zymbal-körteltumörer 4/75*, levercarcinom 0, hemangiosarkom 4/75, hypofysadenom 9/75*. 500 ppm: lungadenocarcinom 8/50*, primära lungtumörer 13/50*, bröstadenocarcinom 3/50*, zymbal-körteltumörer 6/50*, levercarcinom 9/50*, hemangiosarkom 4/50*, hypofysadenom 10/50. 20 Hund, Beagle honor 0, 100 mg/dag kapsel, per os 9 år Kontrolldjur: Bröstnoduli 5/6, bröstadenocarcinom, carcinom eller carcinosarkom 4/6. 100 mg/dag: Urinblåsecancer (papillärt övergångsepitelcell- carcinom) 4/5*, urinrör (övergångsepitelcellcarcinom och adenocarcinom) 1/5, levernoduli 3/5. 36 * Signifikant skiljt från kontrolldjur 79 Referenser 1. Butler MA, Guengerich FP, Kadlubar FF. Metabolic oxidation of the carcinogens 4- aminobiphenyl and 4,4'-methylene-bis(2-chloroaniline) by human hepatic microsomes and by purified rat hepatic cytochrome P-450 monooxygenases. Cancer Res 1989;49:25-31. 2. Cheever KL, Richards DE, Weigel WW, Begley KB, DeBord DG, Swearengin TF, Savage RE. 4,4´-methylene-bis(2-chloroaniline)(MOCA): Comparison of macromolecular adduct formation after oral or dermal administration in the rat. Fundam Appl Toxicol 1990;14:273- 283. 3. Cheever KL, DeBord DG, Swearengin TF. 4,4'-Methylenebis(2-chloroaniline) (MOCA): the effect of multiple oral administration, route, and phenobarbital induction on macromolecular adduct formation in the rat. Fundam Appl Toxicol 1991;16:71-80. 4. Chen TH, Kuslikis BI, Braselton WE. Hydroxylation of 4,4'-methylenebis(2-chloroaniline) by canine, guinea pig, and rat liver microsomes. Drug Metab Dispos 1989;17:406-413. 5. Chin B, Tobes MC, Han SS. Absorption of 4,4'-methylenebis [2-chloroaniline] by human skin. Environ Res 1983;32:167-178. 6. Clapp DE, Piacitelli GM, Zaebst DD, Ward E. Assessing exposure to 4,4´-Methylenebis(2- chloroaniline) (MBOCA) in the workplace. Appl Occup Environ Hyg 1991;6:125-130. 7. Cocker J, Boobis AR, Wilson HK, Gompertz D. Evidence that a β-N-glucoronide of 4,4´- methylenebis (2-chloroaniline)(MbOCA) is a major urinary metabolites in man: implications for biological monitoring. Br J Ind Med 1990;47:154-161. 8. Ducos P, Maire C, Gaudin R. Assessment of occupational exposure to 4,4'-methylene-bis-(2- chloroaniline) "MOCA" by a new sensitive method for biological monitoring. Int Arch Occup Environ Health 1985:55:159-167. 9. Edwards JW, Priestly BG. Biological and biological-effect monitoring of workers exposed to 4,4'-methylene-bis(2-chloroaniline). Hum Exp Toxicol 1992;11:229-236. 10. Farmer PB, Rickard J, Robertson S. The metabolism and distribution of 4,4'-methylene-bis(2- chloroaniline) (MBOCA) in rats. J Appl Toxicol 1981;1:317-322. 11. Groth DH, Weigel WW, Tolos WP, Brewer DE, Cheever KL, Burg JR. 4,4'-methylene-bis- ortho-chloro-aniline (MBOCA): absorption and excretion after skin application and gavage. Environ Res 1984;34:38-54. 12. Grundmann E, Steinhoff D. [Liver and lung tumors following 3,3'-dichloro-4,4'-diamino- diphenylmethane in rats]. Z Krebsforsch 1970;74:28-39. (på tyska) 13. Hesbert A, Bottin MC, Ceaurriz JD. Mutagenicity of 4,4'-methylene-bis-(2-chloroaniline) "MOCA" and its N-acetyl derivatives in S. typhimurium. Int Arch Occup Environ Health 1985;55:169-174. 14. Hogan TJ. Case study "carcinogens:" the MBOCA TLV example. Am Ind Hyg Assoc J 1993;54:458-460. 15. Hosein HR, Van Roosmalen PB. Acute exposure to methylene-bis-ortho chloroaniline (MOCA). Am Ind Hyg Assoc J 1978;39:496-497. 16. Hotchkiss SAM, Hewitt P, Caldwell J. Percutaneous absorption of 4,4´-methylene-bis-(2- chloroaniline) and 4,4´-methylenedianiline through rat and human skin in vitro. Toxic in Vitro 1993,7:141-148. 17. IARC. Occupational exposures of hairdressers and barbers and personal use of hair colourants; some hair dyes, cosmetic colourants, industrial dyestuffs and aromatic amines. Aromatic amines. IARC monographs on the Evaluation of Carciongenic Risk of Humans, Vol 57. Lyon: International Agency for Research of Cancer 1993;57:270-303. 18. Ichikawa Y, Munehiro Y, Okayama A, Hara I, Morimoto K. Biological monitoring for workers exposed to 4,4´-methylenebis (2-chloroaniline). Am Ind Hyg Assoc J 1990;51:5-7. 80 19. Kaderlik KR, Talaska G, DeBord DG, Osorio AM, Kadlubar FF. 4,4'-Methylene-bis(2- chloroaniline)-DNA adduct analysis in human exfoliated urothelial cells by 32P-postlabeling. Cancer Epidemiol Biomarkers Prev 1993;2:63-69. 20. Kommineni C, Groth DH, Frockt IJ. Determination of the tumorigenic potential of methylene-bis-orthochloroaniline. J Environ Pathol Toxicol 1979;2:149-171. 21. Kugler-Steigmeier ME, Friederich U, Graf U, Lutz WK, Maier P, Schlatter Ch. Genotoxicity of aniline derivatives in various short-term tests. Mutat Res 1989;211:279-289. 22. Linch AL, O'Connor GB, Barnes JR, Killian AS, Neeld WE. Methylene-bis-ortho- chloroaniline (MOCA): evaluation of hazards and exposure control. Am Ind Hyg Assoc J 1971;32:802-819. 23. Manis MO, Williams DE, McCormack KM, Chock RJ, Lepper LF, NG Y-C, Braselton WE. Percutaneous absorption, disposition, and excretion of 4,4'-methylenebis(2-chloroaniline) in dogs. Environ Res 1984;33:234-245. 24. McQueen CA, Maslansky CJ, Crescenzi SB, Williams GM. The genotoxicity of 4,4'- methylenebis-2-chloroaniline in rat, mouse, and hamster hepatocytes. Toxicol Appl Pharmacol 1981;58:231-235. 25. Mori HN, Yoshimi N, Sguie S, Iwata H, Kawai K, Mashizu N, Shimizu H. Genotoxicity of epoxy resin hardeners in the hepatocyte primary culture/DNA repair test. Mutat Res 1988;204:683-688. 26. Morton KC, Lee M-S, Siedlik P, Chapman R. Metabolism of 4,4´-methylene-bis-2- chloroaniline (MOCA) by rats in vivo and formation of N-hydroxy MOCA by rat and human liver microsomes. Carcinogenesis 1988;9:731-739. 27. Murray EB, Edwards JW. Micronuclei in peripheral lymphocytes and exfoliated urothelial cells of workers exposed to 4,4´-methylenebis-(2-chloroaniline) (MOCA). Mutat Res 1999;446:175-180. 28. Osorio AM, Clapp D, Ward E, Wilson HK, Cocker J. Biological monitoring of a worker acutely exposed to MBOCA. Am J Ind Med 1990;18:577-589. 29. Rao TK, Dorsey GF, Allen BE, Epler JL. Mutagenicity of 4,4'-methylenedianiline derivatives in the Salmonella histidine reversion assay. Arch Toxicol 1982;49:185-190. 30. Robert A, Ducos P, Francin JM. Biological monitoring of workers exposed to 4,4'-methylene- bis-(2-orthochloroaniline) (MOCA). II. Comparative interest of "free" and "total" MOCA in the urine of exposed workers. Int Arch Occup Environ Health 1999;72:229-237. 31. Russfield AB, Homburger F, Boger E, Van Dongen CG, Weisburger EK, Weisburger JH. The carcinogenic effect of 4,4'-methylene-bis-(2-chloroaniline) in mice and rats. Toxicol Appl Pharmacol 1975;31:47-54. 32. Sabbioni G, Neumann HG. Quantification of haemoglobin binding of 4,4'-methylenebis(2- chloroaniline) (MOCA) in rats. Arch Toxicol 1990;64:451-458. 33. Segerbäck D, Kaderlik KR, Talaska G, Dooley KL, Kadlubar FF. 32P-postlabelling analysis of DNA adducts of 4,4'-methylenebis(2-chloroaniline) in target and nontarget tissues in the dog and their implications for human risk assessment. Carcinogenesis 993;14:2143-217. 34. Silk NA, Lay JO, Martin CN. Covalent binding of 4,4'-methylenebis-(2-chloroaniline) to rat liver DNA in vivo and of its N-hydroxylated derivative to DNA in vitro. Biochem Pharmacol 1989;38:279-287. 35. Stula EF, Sherman H, Zapp JA, Wesley Clayton J. Experimental neoplasia in rats from oral administration of 3,3´-dichlorobenzidine, 4,4´-methylene-bis(2-chloroaniline), and 4,4´- methylene-bis(2-methylaniline). Toxicol Appl Pharmacol 1975;31:159-176. 36. Stula EF, Barnes JR, Sherman H, Reinhardt CF, Zapp JA. Urinary bladder tumors in dogs from 4,4´-methylene-bis (2-chloroaniline) (MOCA). J Environ Pathol Toxicol 1977;1:31-50. 37. Swaminathan S, Frederickson SM, Hatcher JF, Reznikoff CA, Butler MA, Cheever KL, Savage RE. Neoplastic transformation and DNA-binding of 4,4'-methylenebis(2- 81 chloroaniline) in SV40-immortalized human uroepithelial cell lines. Carcinogenesis 1996;17: 857-864. 38. Vaughan GT, Kenyon RS. Monotoring for occupational exposure to 4,4´methylenebis(2- chloroaniline) by gas chromatographic-mass spectrometric analysis of haemoglobin adducts, blood, plasma and urine. J Chromatography 1996;678:197-204. 39. Ward E, Halperin W, Thun M, Grossman HB, Fink B, Koss L, Osorio M, Schulte P. Bladder tumors in two young males occupationally exposed to MBOCA. Am J Ind Med 1988;14: 267- 272. 40. Ward E, Halperin W, Thun M, Grossman HB, Funk B, Koss L, Osorio AN, Schulte P. Screening workers exposed to 4,4'-methylenebis(2-chloroaniline) for bladder cancer by cystoscopy. J Occup Med 1990;32:865-868. 41. Ward E. Response to "Case study 'Carcinogens': the MBOCA TLV example. Am Ind Hyg Assoc J 1993;54:461-463. 42. Yun CH, Shimada T, Guengerich FP. Contributions of human liver cytochrome P450 enzymes to the N-oxidation of 4,4'-methylene-bis(2-chloroaniline). Carcinogenesis 1992;13:217-222. 82 Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden Nikotin 2004-06-02 Underlaget är baserat på publicerade originalartiklar som registrerats i databaserna Medline och Toxline t.o.m. 2003 samt aktuell litteratur av reviewkaraktär. Kemisk-fysikaliska data Användning CAS nr 54-11-5 Synonymer 3-(1-metyl-2-pyrrolidinyl)pyridin Summaformel C10H14N2 Strukturformel NN Molekylvikt 162,2 Densitet 1,01 (20°C) Kokpunkt 247°C Smältpunkt -79°C Ångtryck 5,7 Pa (20°C) Mättnadskoncentration 56 ppm Fördelningskoefficient 1,17 (log Poktanol/vatten) Omräkningsfaktorer 1 mg/m3=0,149 ppm (20°C); 1 ppm= 6,73 mg/m3 (20°C) Nikotin är en tertiär amin med en pyridin- och en pyrrolidinring. Nikotin är en oljig färglös/blekt gul till mörkbrun vätska med en fiskliknande odör när den värmes. Nikotin är hygroskopiskt och bildar vattenlösliga salter. Nikotin är en svag bas med pKa 7,9. Bakgrundsexponering Vid bedömning av nikotinexponering i arbetsmiljön är det essentiellt att känna till bakgrundsexponeringen. Nikotin är en drog som används regelbundet vanligtvis dagligen av 1/3 –1/2 av världens befolkning. Genom rökning av cigaretter och pipa och/eller snusning eller användande av tuggtobak får denna del av popula- 83 tionen en mycket hög nikotinexponering. En cigarett ger en dos av ungefär 1-1,2 mg nikotin. Genom s.k. passiv rökning, dvs. exponering för miljötobaksrök (eng. environmental tobacco smoke; ETS), utsätts större delen av befolkningen regel- bundet, många dagligen, för nikotin. I genomsnitt är denna exponering dock endast 1/100-1/1000 av den aktiva exponeringen hos rökare. Särskilt hög blir exponeringen för miljötobaksrök om det röks i små, trånga utrymmen, t.ex. i bil eller inomhus i hemmet. Man kan räkna med i genomsnitt 10 gånger högre total nikotindos om 2 personer är rökare i hemmet jämfört med om ingen röker. En hel del exponeringsdata avseende passiv rökning i hemmiljön finnes (92). Bakgrunds- exponeringen för nikotin i inomhusluft är ungefär 3 µg/m3 (93). En relativ hög bakgrundsexponering framförallt i innemiljön hos rökare kan dock föreligga (95, 97). I en experimentell studie i en buss där det tidigare hade rökts, medförde dammet från inredningen att lufthalten av nikotin låg på ca 30 µg/m3 (93). Nikotininnehållet i föda ger däremot inget mätbart bidrag till nikotin eller kotinin i olika kroppsvätskor (94). Ett medianvärde för kotininhalten i urin för icke rökare/snusare som ej heller har en rökig arbetsmiljö eller passiv rökning i hemmet är 2 µg/l (92), se även tabell 1. En grupp som helt undviker exponering för miljötobaksrök (i en experimentell situation) har 10 gånger lägre halt (93). Tabell 1. Biologiska exponeringsmätningar av kotinin i plasma och urin efter nikotinexponering från cigarettrökning, miljötobaksrök, tobaksskördearbete och vid läkemedelstillverkning. Exponering Plasma-kotinin (µg/l) Urin-kotinin (µg/l) Ref. Miljötobaksrök 110µg/m3 2 timmar 13 93 Miljötobaksrök 110 µg/m3* 180 92 Miljötobaksrök 500 µg/m3* 730 92 Miljötobaksrök 10 µg/m3 (restaurangarbete 8 timmar/dag) 16 91, 92 Rökning av 3,9 cigaretter/dag (1 cig ~1-1,2 mg absorberad dos) 54 14 Rökning av 5 cigaretter/dag 70 14 ”Rökare” (plasmanikotin= 20-30 µg/l) >300 >2500 14, 90 Läkemedelstillverkning nikotin (hud+inhalation) (plasmanikotin= 0-0,3 µg/l) 3-70 96 Tobaksskördearbete (utan symptom) 15 100 24 *vid steady state~100 timmar 84 Nikotinexponering i arbetsmiljön Arbete med tobak, särskilt tobaksskördearbete (hudupptag) och besprutnings- arbete där nikotin används som insekticid (hudupptag; mag-tarmupptag) ger en hög nikotinexponering men förekommer inte eller väldigt lite i Sverige. Det finns några publicerade rapporter med exponeringsdata där olika halter av nikotin från tobaksblad rapporteras, se tabell 1. Nikotinhalten i dagg från tobaksblad i en studie var 1,9 µg/l, tobaksbladen innehöll 20 mg/g (24). Det är visat att tobaks- skördearbetare får en hög nikotinexponering (39, 60). Mätning av kotininhalten i saliv visade att skördearbetarna hade högre nikotinexponering än andra tobaks- arbetare (72). Nikotin har dock börjat processas i läkemedelsindustrin (hudupptag/inhalation). Det finns inga publicerade exponeringsdata men en del information finns i interna företagsrapporter och i en undersökning av tillverkning av rökavvänjningshjälp- medel (96), se tabell 1. Vid läkemedelstillverkning av nikotinplåster sker den högsta exponeringen i samband med pulverblandning (nikotinet är bundet till en jonbytare, nikotinresinat). Processen pågår inuti slutna boxar där lufthalten uppmätts till 20 000 µg/m3. Personalens exponering utanför boxarna är 100-200 µg/m3 (96). I samband med arbete med att ta emot färdiga plåster är halten upptill 100 µg/m3 i andningszonen. Vid paketering av nikotinläkemedel sker en kraftig hudexponering som undviks med dubbla nitrilhandskar som bytes var 20:e minut (101). Nya data har också kommit om nikotinexponering via miljötobaksrök (in- halation). Särskilt utsatta är arbetare i restaurangmiljön och särskilt i trånga dåligt ventilerade utrymmen där den passiva tobaksröksexponeringen kan bli betydande men som regel inte överstiger 100 µg/m3 luft. Exponeringsdata avseende passiv rökning i arbetsmiljön finns i viss utsträckning, se tabell 1. Man kan räkna med att ett exponerat yrke ger ca 10-100 gånger högre nikotinexponering jämfört med yrken där rökning inte skall förekomma (28, 58, 91, 92). Exponeringsförhållandena i arbetsmiljön för nikotin varierar således kraftigt. Upptag, biotransformation, utsöndring Upptaget av nikotin genom huden är beroende av nikotinkoncentration, pH och lösningsmedel. Så ger t.ex. applicering av 50% nikotin i vattenlösning ca 15 gånger snabbare upptag än ren nikotin, medan en 1% lösning (buffrad till pH 7) ger samma upptag som ren nikotin. En sänkning av pH eller nikotin löst i etanol minskar upptaget (101). I en studie (101) anges absorptionshastigheten för ren nikotin i humanhud in vitro till 82 µg/cm2/timme. Om ECETOCs kriterier för hudmärkning tillämpas (29), dvs. exponering av 2000 cm2 hud (motsvarande händer och underarmar) under 1 timme (ekvivalent med exponering av 250 cm2 hud eller 70% av en hand under 8 timmar) och användning av absorptionshas- tigheten ovan så erhålls en dermalt absorberad dos på 164 mg. Detta motsvarar omkring 70 gånger högre upptagen mängd (2,5 mg) än vid 8 timmars inhalations- 85 exponering vid SCOELs nivågränsvärde på 0,5 mg/m3 (32), om man antar inhalation av 10 m3 luft under 8 timmar och att 50% absorberas i lungorna. Hudexponering för nikotin kan sålunda resultera i signifikant absorption med systemisk påverkan. Nikotin absorberas mycket snabbt från lungan varvid blodpeak-koncentrationen uppnås redan efter 10-20 sekunder (cigarettrökning) (12). Upptaget via munslem- hinna är betydligt långsammare (tuggtobak, snus eller nikotintuggummi) och koncentrationen i blod stiger långsamt till ett maximalt värde efter ca 30 minuter. Betydligt mindre humandata finns om upptaget från mag-tarmkanalen men nikotin tas lätt upp (1). Efter absorption via lungorna koncentreras nikotin i hjärnan, njurarna, magen, binjuremärgen, näsan och i spottkörtlarna (13). Nikotin passerar placenta och har uppmätts i fostervatten och passerar också över i bröstmjölk (13). Nikotinkoncentrationen i fostervatten, placenta och plasma från navelsträngsblod har visats överstiga nikotin i plasma hos modern (59). Nikotin metaboliseras snabbt och extensivt primärt i levern men också i viss utsträckning i lunga och njure. Utsöndring via njurarna beror på pH och urinflöde och är 2-35% av totala eliminationen hos människor (11). Halveringstiden är ca 2 timmar (blod, urin och saliv) (36). Huvudmetaboliterna är kotinin och nikotin- N-oxid. Kotinin har en halveringstid på ca 19 timmar (93). Biologisk exponeringsmätning Användning av luftmätningar för monitorering av nikotinexponering kan ge en felaktig bild eftersom hudupptaget ofta dominerar. Kotinin har visat sig vara en utmärkt biomarkör för nikotinexponering (93). Mycket bra analytiska metoder för att bestämma kotinin, framför allt gaskromatografi/masspektrometri, finns sedan flera år och användning av masspektrometri gör bestämningarna säkra under µg/l- halter (77). Det finns publicerade underlag för att använda kotinin i urin (U- kotinin) (43, 92) och kotinin i plasma (24) samt blod (14) för beräkning av nikotindosen: Daglig nikotindos (mg) = (plasma kotininss [µg/l]) x 0,08 (24) Man kan således beräkna det dagliga nikotinintaget utifrån kotininhalten i såväl plasma, saliv som urin då steady state (ss) nivåerna, som uppnås efter ca 100 timmar, är proportionella. Den dagliga nikotindosen i mg kan beräknas genom att man multiplicerar plasmakotininhalten (i µg/l) med 0,08, se formel ovan (24) och urinkotininhalten (i µg/l) med 0,012 (92, 94). Kreatinin- eller densitetskorrigering är inte viktig och kan t.o.m. vara felaktigt på individnivå men har ingen större påverkan på medelvärden för kotininhalten i urin (µg/g kreatinin blir ungefär samma som µg/l). Det bästa är att standardisera tidpunkten för provtagningen till att gälla morgonurinprov. Förhållandet saliv-till-plasma var i en studie 1,1 (94). Läkemedelsframställning av rökavvänjningsmedel gav kotininhalter i urinen varierande från 3-70 µg/l beroende på arbetsuppgift. Den högsta halten motsvarar en nikotindos på 0,8 mg/dag från hud- och inhalationsexponering, se tabell 1 (96). 86 Då arbetstagarna i denna studie använde skyddskläder och dubbla nitrilhandskar är det troligt att upptaget framför allt kom via inhalation. Hos 10 friska tobaksarbetare (samt 5 kontroller) med god skyddsutrustning (regnrock och gummihandskar) fann man en kraftigt ökad nikotinhalt i blodet efter arbetspasset (medelvärde 3,5 µg/l). Kotininhalten i plasma var 15 µg/l och i urin 100 µg/l. I enlighet med formeln ovan motsvarar detta en daglig dos av 1,2 mg (24). Detta motsvarar rökning av 1 cigarett dagligen. Arbetsförhållanden beskrevs som bra. Ungefär 10 gånger högre kotininhalter (range 30-3000 µg/l) rapporterades av Gehlbach et al. (39) hos tobaksskördearbetare där 25% hade symptom. Ännu högre halter och högre prevalens symptom (53%) hade man i en studie av Ghosh et al. (40). Här var det dock en dålig kontroll av rökstatus, skyddsutrustning och analysmetod. Restauranganställda hade urinkotininvärden kring 16 µg/l (medianvärde, range 10-28 µg/l) (91). Medianvärdet innebär en beräknad nikotinmedelexponering på 10 µg/m3 under ett 8-timmars arbetspass (urinkotininmaxvärde=30 µg/l) med ett 16 timmars exponeringsfritt intervall (beräknat baklänges baserat på experimentell miljötobaksröksexponering) (92). För att bestämma exponeringen för nikotin så ger kotinin i urin en säkrare be- dömning av intagen dos än en lufthalt pga. risken för ett betydande hudupptag. Toxiska effekter Akuta förgiftningar Den starka giftigheten hos nikotin har varit känd i 100 år. Det finns många rappor- terade akuta förgiftningar, framför allt genom oralt eller hudupptag, speciellt på 20- och 30-talet när nikotin (nikotinsulfat) var populärt som insekticid. En del fatala yrkesexponeringar har rapporterats. Svåra förgiftningssymptom kan upp- komma inom några minuter. Oralt LD50 för nikotin var 3,3 mg/kg på mus och 53 mg/kg på råtta (56). Utan säker dokumentation anses den akuta dödliga humana dosen vara 50-60 mg (56). Flera förgiftningstillfällen vid suicidförsök med rökavvänjningsmedel finns rapporterade (99). Vid svårare förgiftning uppkommer konvulsioner, hjärtarytmi och död inom minuter till en timme. Vanliga symptom vid lättare förgiftning är illamående, kräkningar, diarré, huvudvärk, förvirring, ökad hjärtfrekvens, förhöjt blodtryck och salivavsöndring. Lättare förgiftningar är inte ovanliga hos processarbetare och insekticidanvändare. Vanligast är ”Green tobacco sickness” (GTS) som har rapporterats i flera studier bland tobaksfältsarbetare (39, 40, 60, 71). Symptomen är yrsel, kräkningar, huvudvärk, svaghet, magsmärtor, kramper, salivation och svettning och före- kommer frekvent hos icke-rökare, ofta i upptill 50% i grupper av tobaksarbetare. Upptaget sker via huden. De som plockade tobaksbladen hade de högsta kotinin- halterna (medelvärde 890 µg/g kreatinin, vilket motsvarar ungefär samma halt i µg/l) och 25% av dessa hade GTS-symptom (39). De som använde plastregn- rockar hade betydligt lägre värden. Ökad utsöndring av nikotin och kotinin har konstaterats hos de symptomatiska arbetarna (yrsel och illamående) (39, 40) men 87 den halt som ger symptomen har inte rapporterats. Ovana rökare som röker 3-6 cigaretter på en timme får sådana symptom och deras nikotin/kotininhalter motsvarar tobaksskördearbetare med symptom. Symptom (rinnande ögon och oskarpt seende) har rapporterats i signifikant högre frekvens (p<0,04) hos icke- rökande tobaksodlare med urinkotininhalter på ≥50 µg/l/m2 (range 50-290 µg/l/m2) jämfört med tobaksodlare med urinkotininhalter under 50 µg/l/m2. Sambandet sågs endast efter att urinkotininkoncentrationen korrigerats med kroppsytan (68). Författarna föreslår att symptomen är relaterade till GTS men att de också kan bero på exponering för organiska fosfater. Akuta och kroniska kardiovaskulära effekter Mycket såväl human- som djurdata finnes om exponering och kardiovaskulära effekter av cigarrettrökning (53). Det snabba nikotinupptaget och höga nivåer som rökning ger, antas stimulera sympatiska nervsystemet och ge systemisk katekolaminutsöndring med påverkan av hemodynamiken (17). Det finns emellertid mycket lite humandata men en del djurdata om kardiovaskulära effekter vid ren nikotinexponering. I djurstudier har som regel höga doser, liknande dem som erhålles vid rökning, använts. Endast ett fåtal har dock mätt halten av nikotin i plasma men allt från 0,5- 2 mg/kg/dag har nämnts ge halter kring 25 µg/l, dvs. halter som hos rökare (10). Hanråttor utsattes för hypoxi och nikotinexponering från dricksvattnet i 3 grupper: 0 (n=80), 1,14 (n=100), resp 4,56 (n=100) mg/kg/dag i 34 veckor (89). Vid samtidig hypoxi sågs en ökning av mortaliteten vid den högsta nikotindosen, dvs. vid halter som uppmäts hos storrökare (>20 cigaretter/dag). Ingen effekt sågs avseende hematokrit. I andra djurstudier har höga intramuskulära (i.m.) eller subcutana (s.c.) injektionsdoser av nikotin givit förändringar i plasmalipoproteiner (37, 84). Humandata anger att liknande lipoproteinförändringar ses hos rökare (23, 38). Endast minimala förändringar konstateras dock i humanstudier med trans- dermal nikotinapplicering (4, 73). Kaniner med hyperkolesterolemi som expo- nerats i.m. och s.c. för höga doser (11 mg/kg/dag) visade atheroscleros (84). Kolesterolhalterna var dock högre än vad som anses kliniskt relevant. Lägre doser av nikotin (1 mg/kg/dag) och låg kolesteroldiet gav ingen effekt i en studie av Fischer et al. (37). Vaskulär toxicitet av nikotin har klart påvisats i djurförsök vid högre exponeringar än vad som förekommer vid rökning. Effekten på glatt- muskelmorfologi i aorta var dosberoende med endast små effekter vid halter som motsvarar rökning (85). Råttor (n=68) inhalerade 0,5 mg nikotin/m3, 20 timmar/dag, 5 dagar/vecka under två år och jämfördes med kontroller (n=34). De exponerade råttorna uppvisade ingen överrisk för död eller arterioskleros men en viktminskning jämfört med kontrollerna. Exponeringen medförde plasmanikotinhalter över 100 µg/l (motsvarande 2 gånger den exponering en rökare har) (88). Ahmed et al. (2), påvisade abnorm vänsterkammarfunktion och interstitiell fibros i hjärtat hos Beaglehundar (18 månaders ålder vid studiens start) med trakeostomi efter 22 månaders exponering för cigarettrök (7 cigaretter/dag, 88 motsvarande 377 µg/kg; n=9) eller enbart nikotin (210 µg/kg, i.m. två gånger per dag; n=8), jämfört med kontroller (n=7). Att effekterna syntes i båda grupperna tyder på att nikotin spelar en roll för kardiovaskulära effekter. Endast få humanstudier finnes. I en stor prospektiv studie av byggnadsarbetare fanns en förhöjd risk för död i hjärt-kärlsjukdom hos dem som använde snus (19). Risken var dock lägre än hos rökare. Den relativa risken (RR) var 1,4 (95% konfidensintervall [KI] 1,2-1,6) för snusare (jämfört med icke-rökare/snusare); RR=1,9 (95% KI, 1,7-2,2) för rökare (>15 cigaretter/dag), se tabell 2. Med i analysen fanns endast aktiva snusare som aldrig rökt. Blandat tobaksbruk eller piprökning undersöktes inte. I en mindre retrospektiv fall-kontrollstudie av hjärtinfarktinsjuknande fann däremot Huhtasaari et al. (47) ingen överrisk hos snusare. I denna studie var cigarrettrökares RR=1,87 (95% KI 1,40-2,48) och snusares RR=0,89 (95% KI 0,62-1,29). ”Tobaksanvändare” var alla som snusade eller rökte minst 1 gång dagligen. Ej heller i denna studie analyserades blandbruk eller annan nikotinanvändning. Ytterligare en studie av Huhtasaari et al. var negativ avseende sambandet mellan snusning och kardiovaskulära effekter (48). Hansson et al. (42) lät friska försökspersoner inhalera aerosoler av nikotin- lösningar (1–8 mg/ml; 0,01 ml/inhalation). I ett försök gjorde varje person 21 inhalationer under 5 minuter och inhalerade sammanlagt 0, 0,4, 0,8 eller 1,7 mg nikotin. Påverkan på systoliskt blodtryck och hjärtfrekvens sågs under en efterföljande 30-minutersperiod även efter den lägsta dosen (0,4 mg). Även hostreaktioner registrerades vid en engångsinhalation av en lösning med 4 mg nikotin/ml. Den lägsta dos som framstår som hostutlösande var 0,04 mg. För- fattarna drar slutsatsen att nikotin stimulerar hostreflexer via nervändar lokalt i bronkialmucosan, se vidare Luftvägseffekter och överkänslighet. Snusare har ungefär samma genomsnittliga nikotinexponering som rökare (90). Det kan antas att skadeeffekten av nikotin är större vid lungexponering i samband med rökning jämfört med andra administrationssätt/vägar då höga arteriella peak-koncentrationer uppnås snabbare (16). Vidare är det en allmänt spridd upp- fattning att effekten av rökning beror på samverkan mellan flera andra ämnen förutom nikotin i röken såsom t.ex. koloxid (16). Det är således oklart hur stor roll nikotin spelar för kardiovaskulär sjukdom. Det är visat att nikotin stimulerar sympatiska nervsystemet, ökar hjärtfrekvensen och blodtrycket, kan påverka lipidmetabolismen och ge endotelskada relaterad till arteriosklerosutveckling vid exponeringar ungefär vid halter som konstateras hos rökare och snusare (plasma nikotin >10-20 µg/l). Det finns inga övertygande belägg för nikotineffekter vid lägre exponering (17). CNS och beroendeframkallning Nikotins påverkan på CNS är komplex (15), se även under avsnittet Reproduk- tionseffekter. Vakenhet och relaxation påverkas. Den beroendeframkallande egenskapen hos nikotin gör att de flesta rökare inte kan sluta trots att majoriteten i flera studier framfört en sådan önskan. Nikotin ger EEG-aktivering med förändrat spektrum (69). Aktivering av nikotinerga acetylcholinreceptorer i CNS (nAChRs) 89 är relaterad till beroendet (15). Råttstudier visar att det mesolimbiska dopamin- systemet är centralt för den beroendeframkallande effekten av nikotin. Dosen, snabbheten i upptaget och toleransutveckling är viktigaste faktorerna för be- roendet. Det snabba upptaget vid inhalation kanske mera korrelerar till den beroendeframkallande effekten än mängden nikotin (13). Inhalation ger den snabbaste och högsta exponeringen i hjärna. Rökning av en cigarett i ca 5 minuter (motsvarar en absorberad dos av ca 1-1,2 mg nikotin) ger en första hög peak- koncentration i hjärnan inom 10-20 sekunder efter det första blosset. Man kan alltså förvänta sig en mindre beroendeframkallande effekt vid yrkesmässig exponering under 8 timmar för samma dos som en rökare får i sig på 5 minuter. Ett stöd för detta är att nikotinplåster är mindre beroendeframkallande jämfört med andra nikotinberedningsformer (70). Tröskelvärdet för den beroendefram- kallande effekten är dåligt dokumenterad. Benowitz (12) nämner att rökning av 2 cigaretter dagligen skulle innebära risk för beroende. Å andra sidan antar samma författare i en senare publikation att tröskeldosen för den beroendeframkallande dosen skulle vara ca 5 mg nikotin per dag, dock utan underlag. Författaren hänvisar till att det finns en grupp rökare (ungefär 10%) som röker mindre än 5 cigaretter per dag och inte tycks vara beroende (14). Dessa individer kan hålla upp en eller flera dagar utan abstinenssymptom. Fem mg nikotin per dag skulle enligt formeln (se avsnittet Biologisk exponeringsmätning) innebära kotininnivåer på ca 60 µg/l plasma och ca 400 µg/l urin. Övriga effekter Ett stort antal olika effekter finns rapporterade men vid höga exponeringsnivåer, t.ex: Luftvägseffekter och överkänslighet Inhalerat nikotin ger en dosberoende host- och luftvägssammandragning som liknar effekten av capsaicin. Höga exponeringar ger kraftig hostretning och andningsbesvär (42), se tabell 2. Vid läkemedelstillverkning, i samband med städning av arbetslokaler/maskiner där pulver innehållande nikotin (nikotin- resinat respektive nikotinbetacyklodextrin) hanteras, upplevs ofta hostretning (96). Nikotin är starkt hud- och ögonirriterande i mycket höga doser, t.ex. kan kraftig ögonirritation uppkomma vid läkemedelstillverkning av nikotin i samband med maskinstopp i slutna system (se avsnittet Nikotinexponering i arbetsmiljön) om skydd ej används. Användning av nikotinplåster har givit upphov till lokala vasculiter i flera fallrapporter (87). Neuromuskulära effekter Nikotin stimulerar Renshaw celler och minskar muskeltonus hos spastiska patienter. Å andra sidan kan nikotin också öka EMG-aktiviteten i trapezius- muskeln (33). Endokrina effekter Halten av katekolaminerna adrenalin och noradrenalin ökar i plasma efter cigarettrökning (17). Även acetylkolin, vasopressin, tillväxthormon, dopamin, 90 serotonin, kortisol, och ACTH ökar i samband med rökning vilket antas vara relaterat till nikotin (9, 12). Mutagenicitet, carcinogenicitet En enorm dokumentation om riskerna med rökning finnes, bl.a. finns ett stort antal carcinogener i tobaksrök (45, 49). Man har fram till nyligen inte ansett att nikotin ensamt är cancerogent och man har inte ansett att nikotin har någon betydelse för tobaksrelaterad cancer (12). Även när det gäller ETS exponering har ökade risker setts för lungcancer (50) men detta har inte kopplats till nikotin. Det har under senare år emellertid framkommit belägg för att nikotin kan ha en viktig roll i carcinogenesen genom att fungera som tillväxtpromotor, hämma apoptos och inducera oxidativ stress som ger DNA-skada (se ref. 8 och 21, och däri citerade referenser). I en två-års inhalationsexponering med nikotin av råttor motsvarande 2 gånger den exponering en rökare har, sågs ingen ökad tumörfrekvens (88). Nikotin- exponeringen var 0,5 mg/m3, 20 timmar per dag, 5 dagar varje vecka. Försöks- djurens plasmanikotinnivå var något över 100 µg/l, vilket motsvarar mer än 2 gånger den exponering en rökare får. I de flesta försök har nikotin varit negativ i korttidstester för mutagenicitet och genotoxicitet. Induktion av SCE i CHO-celler kunde inte konstateras i en studie gjord av Doolittle et al. (27) men fanns i en studie av Trivedi et al. (86). Nikotin var negativt i Ames test med Salmonella typhimurium i flera studier (20, 26, 27, 61). Nikotin hade ingen effekt i en bakteriell gentoxtest baserat på kemilumini- scens, men testen var positiv för kotinin (100). En stor prospektiv studie av byggnadsarbetare (se ovan) fann ingen ökad risk för cancer hos dem som använde snus (19), se vidare tabell 2. En svensk fall- kontrollstudie studerade sambandet mellan snus och cancer i munhåla, svalg och matstrupe. Användningen av snus hade en liten eller ingen effekt på förekomsten av dessa cancerformer. Om man bara inkluderade personer som aldrig rökt fanns det endast 9 fall och 10 referenter som endast använt snus. De relativa riskerna för före detta snusare var 10,5 (95% KI 1,4-117) och för aktiva snusare 3,3 (95% KI 0,8-12,0) (57). Tidigare hade en studie från norra Sverige visat en tendens till överrisk för läppcancer hos ex-snusare (RR 1,8; 95% KI 0,9-3,7) (75). Reproduktionseffekter Studier av reproduktionstoxiska effekter hos människa orsakade av exponering för ren nikotin har inte påträffats. Nikotin som läkemedel är placerat i kategori C avseende graviditet (ämnen som har givit eller på goda grunder förmodas kunna medföra risk för fostret eller det nyfödda barnet utan att vara direkt missbildnings- framkallande) och grupp III avseende amning (ämnen som passerar över i moders- mjölk i sådana mängder att risk för påverkan på barnet föreligger även vid terapeutiska doser) (34). 91 Exponering för tobaksrök har satts i samband med en rad reproduktionstoxiska effekter hos människa så som placenta previa, placentaavlossning, prematur förlossning, intrauterin tillväxthämning, låg födelsevikt, multipla missbildningar, spontanaborter, plötslig spädbarnsdöd (eng. Sudden Infant Death Syndrome, SIDS), störningar i neurologisk utveckling (bl.a. hyperaktivitet, inlärningssvårig- heter och minnesproblem), ökning av infektioner i luftvägarna och försämrad lungfunktion (5, 6, 25, 44, 54, 55, 64, 74, 76). Hos snusande gravida har man observerat signifikant ökad risk för preeklampsi (förstadium till havandeskaps- förgiftning) och förtidig födsel (30). Baserat på ett stort antal djurexperimentella studier kan flera av dessa repro- duktionstoxiska effekter misstänkas, direkt eller indirekt, orsakas av nikotin (67, 83). Några representativa studier och studier med låga exponeringsnivåer redovisas nedan. Nikotin kan orsaka effekter ospecifikt genom att orsaka kärlkonstriktion som ger hypoxi/ischemi och mer specifikt genom att binda till nikotinerga acetyl- kolinreceptorer och bl.a. påverka proliferation och differentiering av nervceller, både i centrala och perifera nervsystemet (82, 83). Storleken på dosen och ad- ministrationssättet har betydelse för toxiciteten. Höga engångsdoser (t.ex. 2 x 3 mg nikotin/kg bw [kroppsvikt, eng. body weight] och dag, s.c.) som ger höga toppkoncentrationer i plasma, givet under flera dagar under dräktigheten till råttor, orsakar tillväxthämning hos mödrarna och deras foster. Det senare troligtvis huvudsakligen genom att varje injektion orsakar hypoxi/ischemi i fostret. Även kontinuerlig infusion av 6 mg nikotin/kg bw och dag (ger ett plasmanikotinvärde på ca 84 µg/l, vilket är en något högre exponering än hos storrökare) har visats ge tillväxthämning utan att ge synliga tecken på hypoxi/ischemi så som blek hud eller cyanos (63, 82, 83). Vid lägre doser, t.ex. infusion av 2 mg/kg bw och dag (ger ett plasmanikotinvärde på ca 28 µg/l, ungefär motsvarande exponeringen hos personer som röker ett paket cigaretter om dagen), har inte någon tillväxthämning påvisats, vare sig hos mödrarna eller hos fostren (63, 66, 82, 83). Dräktiga möss injicerades dagligen subkutant med 0,9, 1,8 och 2,7 mg nikotin/kg (fördelat på två injektioner/dag) under första trimestern (dag 0-6 av dräktigheten), andra trimestern (dag 7-12) eller tredje trimestern (dag 13-partus). En signifikant minskad dräktighetslängd rapporterades vid den lägsta och högsta dosen givna under den tredje trimestern. Doserna motsvarar ungefär rökning av 10, 20 respektive 30 cigaretter om dagen (65). Hos råttor som behandlades dagligen subkutant med 6,0 mg nikotin/kg (fördelat på 2 injektioner/dag), dag 4-20 av dräktigheten, orsakade behandlingen minskad tillväxtökning och ökad maternell dödlighet, ökad total resorption av foster och minskad hjärn- och kroppsvikt hos avkomman. En ökning av ornitindekarboxylas- aktiviteten i hjärnan påvisades hos avkomman, både pre- och postnatalt. Effekten var mest uttalad i lillhjärnan och kunde påvisas 20 dagar efter det att exponeringen upphört (18 dagar efter partus). Även förändringar i DNA (syntes, mängd och koncentration) påvisades i olika delar av hjärnan. Även detta mest uttalat i lill- hjärnan (78). Liknande resultat erhölls med samma dos givet som infusion men förändringarna var inte längre kraftigast i lillhjärnan (79). Enligt författarna tyder 92 dessa resultat på att nikotinexponering prenatalt påverkar tidiga biokemiska händelser som styr nervcellsproliferation och differentiering (78, 79). I en studie där dräktiga råttor exponerades med kontinuerlig infusion s.c. för 2 och 6 mg nikotin/kg bw och dag, dag 5 till 22 av dräktigheten, gav den högsta dosen en minskad viktökning hos mödrarna och en liten men signifikant minsk- ning av födelsevikt hos avkomman. Dagen efter födseln visade avkomman i den högre dosgruppen en kraftigt ökad mortalitet efter hypoxiprovokation (5% O2 i 60 eller 75 minuter) jämfört med lågdosgruppen och kontrollgruppen. Vidare i hög- dosgruppen (lågdosgruppen undersöktes inte vidare) sågs minskning i frisättning av katekolaminer från binjuremärgen vid hypoxiprovokation, minskad mängd adrenerga ß-receptorer i hjärtat, minskad basal noradrenalinomsättning i hjärnan och kraftigt ökad noradrenalinfrisättning i hjärnan efter hypoxiprovokation, jämfört med kontrollgruppen (80). I en studie av Navarro et al. (66), exponerades dräktiga råttor med kontinuerlig infusion s.c. för 2 mg nikotin/kg bw och dag, från dag 4 till dag 21 av dräktig- heten. Behandlingen påverkade inte vikten hos mödrarna eller resorptionsfrek- vensen av foster. Inte heller pre- och postnatal viktsutveckling hos avkomman påverkades. Däremot sågs en ökning av bindningsställen för nikotin i hjärnan hos avkomman, både pre- och postnatalt, och förändringar i ornitindekarboxylas- aktiviteten. I lillhjärnan sågs postnatalt en minskning av DNA, både i koncentra- tion och totalmängd, vilket enligt författarna tyder på en reduktion av antalet celler (66). Med samma administrationssätt, med nikotindoserna 2 och 6 mg/kg bw och dag, givna dag 4 till 21 (men inte om givna dag 4 till 12), visades en icke snabbt övergående ökning av mRNA som kodar för c-fos (proto-onkoprotein) i hjärnan hos avkomman. Denna ökning visades prenatalt (dag 18) och postnatalt dag 2 (3 dagar efter att nikotininfusionen upphörde) utan att vikten av hjärnan påverkades signifikant. Författarna diskuterar möjligheten att apoptos (via aktivering av c-fos), förutom hämning av replikationen, bidrar till minskningen av celler i centrala nervsystemet efter nikotinexponering prenatalt (81). Råttor exponerades från dag 6 eller 7 av dräktigheten med kontinuerlig infusion för 0,53, 1,05 eller 2,11 mg nikotin/kg bw och dag. Exponeringen gav serum- nikotinnivåer på 8, 19, respektive 35 µg/l. Dag 20 varierade nikotinkoncentra- tionen i serum från fostren mellan 91 och 240% av mödrarnas serumhalt. Förmågan att återhämta sig efter upprepad anoxiprovokation var signifikant försämrad hos avkomman (5 eller 6 dagar gamla) i de två högsta dosgrupperna (35). En möjlig förklaring till en försämrad försvarsreaktion vid hypoxi gav Holgert et al. (46) i en undersökning av 3 dagar gamla råttor. Effekter av nikotin (0,6 mg/kg bw, injektion i buken) på perifera arteriella kemorecep- torer konstaterades, vilket kan ge ökad känslighet för hypoxi och försämrad försvarsreflex vid en apne/hypoxiperiod. Gruppen har senare föreslagit att ß2- subenheten i nikotinerga acetylkolinreceptorer (nAChRs) har en vikig roll för nikotins effekt på andningsreglerande delar av nervsystemet (både perifert på kemoreceptorer i karotis och i centra i hjärnstammen som reglerar andningen). Möss som var 35 till 48 dagar gamla reagerade sämre (mindre ökning av 93 andningsvolym per minut) på hypoxi under sömn efter en engångsinjektion av nikotintartrat (0,5 mg/kg, motsvarar 0,18 mg nikotin/kg bw) i buken. Hos muterade möss, som saknar ß2-subenheten av receptorn, hade nikotinexponering ingen effekt (22). Dräktiga rhesusapor (n=3) som exponerades subkutant med kontinuerlig infusion för 1,0 mg nikotin/kg bw och dag, från dag 26 fram till kejsarsnitt, dag 134, visade ingen viktminskning jämfört med kontrollgruppen (n=3). Koncentrationen av nikotin i amnionvätska var 15,5 µg/l. Hos avkomman orsakade behandlingen minskad fostervikt med 8%, ökat antal bindningsställen för nikotin och ökat uttryck av nikotinerga actetylkolinreceptorer i lungan, samt lunghypoplasi och påverkan på alveolernas utveckling (76). Dräktiga får exponerades med kontinuerlig infusion s.c. för 0,18 mg nikotin/kg bw, dag, under tredje trimestern (dag 98 fram till partus, dag 147) (41). Nikotin- exponeringen resulterade i en plasmanikotinhalt på 7 µg/l och en plasmakotinin- halt på 18 µg/l. 5 dagar efter födseln visade den nikotinexponerade gruppen (n=7) minskat andnings- och hjärtfrekvenssvar och försenad ”arousal” vid hypoxi- provokation (10% O2) i sovande tillstånd jämfört med kontrollgruppen (n=11). Författarnas anser att deras resultat är förenliga med en påverkan perifert på kemoreceptorer och/eller i CNS (41). Dräktiga möss injicerades dagligen s.c. med 0,5 mg nikotin/kg bw i 9 eller 10 dagar med start dag 10 av dräktigheten. Hos avkomman sågs minskad kropps- viktsökning postnatalt (följdes upp till dag 21), försenad kroppsbehåring, ögon- öppning och utveckling av reflexer och hyperaktivitet som kvarstod till fullvuxen ålder (3). Hanmöss (3, 10 och 19 dagar gamla) injicerades s.c. två gånger per dag i fem dagar med 66 µg nikotin/kg bw (31). En dag efter sista injektionen kunde inga bindningsställen med låg affinitet för nikotin detekteras i hjärnbarken i någon av de tre grupperna. I kontrollgrupperna, som behandlats på motsvarande sätt med koksaltlösning, påvisades mellan 13 och 29% bindningsställen med låg affinitet för nikotin. Mössen undersöktes igen vid 4 månaders ålder med avseende på bindningsställen med låg affinitet, spontant beteende (”motor activity, locomotion, rearing”) och nikotininducerat (provokation med 40 eller 80 µg nikotin/kg bw, s.c.) rörelsebeteende. Ingen av grupperna skiljde sig från kontrollgruppen av- seende spontant beteende men i gruppen som behandlades dag 10-14 kvarstod avsaknaden av bindningsställen med låg affinitet för nikotin och exponering för nikotin gav ett hypoaktivt beteende. De övriga två grupperna skiljde sig inte från kontrollgruppen med avseende på bindningsställen eller nikotininducerat beteende (ökad aktivitet) (31). I liknande försök på råtta har bestående effekter på nikotin- bindning i CNS påvisats efter nikotinbehandling med 0,1 mg nikotin/kg bw, s.c. två gånger dagligen postnatalt, dag 8 till 16. Vid 115 dagars ålder, visades en av- saknad av bindningsställen med låg affinitet för nikotin och en ökning av bind- ningsställen med hög affinitet, jämfört med kontrollgruppen (62). I en studie av Ankarberg et al. (7), exponerades grupper av 10 dagar gamla hanmöss för 3,3, 33 respektive 66 µg nikotin/kg bw, s.c., två gånger dagligen i 5 dagar. Fyra månader senare undersöktes spontant och nikotininducerat 94 (provokation med 40 eller 80 µg nikotin/kg bw, s.c.) rörelsebeteende. I de båda högre dosgrupperna framkallade nikotinexponering hypoaktivitet medan den lägsta dosgruppen inte skilde sig från kontrollgruppen, dvs. nikotinexponering gav ett hyperaktivt beteende. Möss i den högsta dosgruppen undersöktes också avseende inlärnings- och minnesfunktioner vid 4 och 7 månaders ålder. Vid 4 månaders ålder sågs ingen skillnad jämfört med kontrollgruppen men vid 7 månaders ålder sågs en signifikant försämring av dessa färdigheter (7). Arton Sprague-Dawley honråttor (ålder 25-29 dagar) exponerades för nikotin genom peritoneal injektion av 6,25 ng nikotin/g av djurets vikt varje 6, 8, respekt- tive 12 timme. Det fanns också 6 kontroller för varje dos som exponerades för koksalt (18). Tolv timmar senare fick alla 20 IU hästserum-gonadotropin s.c. för att inducera follikelutveckling; 48 timmar senare fick alla råttor 10 IU humant choriongonadotropin (hCG) för att inducera ovulation. 18-20 timmar senare avlivades djuren och serumprov togs och oviducter dissekerades för att bestämma antalet oocyter. Man fann en dosberoende reduktion i antalet ovulerade oocyter med LOEL i lägsta dosen. S-estradiolkoncentrationen sjönk i de 2 högsta dos- grupperna (ingen effekt vid lägsta dosen). Studien är dock svårbedömd eftersom det kan ha varit en lokal effekt på ovarierna. I ett liknande försök med kotinin sågs inga effekter. Witschi et al. (98) visade att nikotin applicerat som nikotinplåster 3,5 mg/dag (plasmanivå 240 µg/l) resprktive 1,75 mg/dag (40 µg/l) på dräktiga Sprague- Dawley honråttor förhindrade dräktigheten hos 100% resp 50% av djuren. Kavitharaj et al. (51) fann ett LOAEL för testikeleffekter på hanråttor på 0,2 mg/kg för s.c. injektioner av nikotin i 21 dagar. Denna studie är dock dåligt dokumenterad. Dos-respons/dos-effekt samband Humandata som visar dos-effektsamband vid exponering för nikotin redovisas i tabell 2. Förutom exponeringen från tobak vid rökning och snusning sker exponering i arbetslivet via passiv rökning, vid tobaksberedning, och tillverkning av farmaka. Dessa tre exponeringsförhållanden ger sannolikt starkt varierande absorptions- kinetik och olika effekter. Vid inhalation kan en låg dos (0,04 mg) nikotin ge lokal hostretning och vid en dos på 0,4 mg hjärt-kärlpåverkan (42). På råtta uppnåddes systemeffekter efter injektion av ca 0,02 mg/kg (motsvarande 1,4 mg för människa, vikt 70 kg) i bukhålan (18). Ett snabbt upptag kan sannolikt förklara de låga doserna. För att uppnå samma effekt av nikotin vid passiv rökning torde dock höga koncentra- tioner i den inandade luften behövas (>1 mg/m3). Nikotin är beroendeframkallande men tröskeldosen för den beroendefram- kallande effekten är inte känd. Utan egentligt underlag har det rapporterats att rökning av 2-5 cigaretter (ca 2-5 mg nikotin) dagligen skulle ge beroende, och att ett snabbt och högt nikotinintag via inhalation (som vid aktiv rökning) ger hög risk för beroende. Doser som vid aktiv rökning förknippas med beroende- 95 utveckling (2-5 mg) kan tänkas vara utan denna effekt om upptaget sker genom inandning under längre tid, t.ex. en 8-timmarsperiod. Beroendeframkallande effekter har inte rapporterats vid arbetsmiljöexponering. Vid tobaksskördearbete framstår hudupptaget från bladen som dominerande vilket måhända bidrar till symptombilden (Green Tobacco Sickness). De som plockade bladen hade ett medianvärde på 890 µg kotinin/g kreatinin (motsvarar ungefär samma halt i µg/l) i urinen och av dessa hade 25% symptom. Kotinin- koncentrationen i urinen motsvarar ett intag av ca 10 mg nikotin/dag (ca 8-10 cigaretter/dag). Vid antagande av ett 50%-igt upptag och en inhalerad luftvolym av 10 m3 motsvarar detta en luftkoncentration på ca 2 mg/m3. Vid farmakatillverkning torde återigen intag via luftvägar vara av störst intresse (om adekvata skyddskläder används). Farmakatillverkningen speglas sannolikt bäst i de djurförsök som anger en effekt i form av viktminskning vid 0,5 mg/m3 i luften, se nedan. Vid höga lufthalter av nikotinföreningar i pulverform har ret- effekter i luftvägarna (hosta) visats. I flera studier av intresse i detta sammanhang har exponeringsnivån bedömts med hjälp av metabolithalter i urin eller blodplasma. En enkel formel för dos- beräkning kan då användas. Då hudupptaget kan vara betydande torde urin- blodhalter i många fall ge en säkrare skattning av intagen dos än lufthalter. Två-års inhalationsexponering av råttor med nikotin motsvarande 0,5 mg/m3, 20 timmar/dag, 5 dagar/vecka (plasma nikotin 100 µg/l, motsvarande 2 gånger den exponering en rökare har) visade ingen ökad risk för död eller arterioskleros. Däremot sågs en viktminskning jämfört med kontrollgruppen (88). Nikotin har i djurförsök visats orsaka reproduktionstoxiska effekter, se tabell 3. Råttor som behandlas med höga doser nikotin (6 mg nikotin/kg bw och dag, s.c.) under dräktigheten visar en ökad frekvens resorption av foster och föder avkomma med lägre födelsevikt och postnatal tillväxthämning. Vid dosen 2 mg nikotin/kg bw och dag (ungefär motsvarande exponeringen hos personer som röker ett paket cigaretter om dagen), har en ökning av antalet bindningsställen för nikotin, förändringar i ornitindekarboxylasaktiviteten och minskning av mängden DNA visats i CNS hos avkomman. Försämrad reaktion på hypoxi/anoxi har visats hos avkomman till råttor som exponerats för 1,05 mg nikotin/kg bw och dag (plasmanikotinnivå 19 µg/l) och hos lamm när mödrarna exponerats för 0,18 mg nikotin/kg bw, dag (plasmanikotinhalt 7 µg/l, plasmakotininhalt 18 µg/l), under dräktigheten. Påverkan på utvecklingen av lungorna har visats hos avkomman till rhesusapor som exponerats för 1,0 mg nikotin/kg bw och dag, under dräktigheten. Försenad kroppsbehåring, ögonöppning och utveckling av reflexer, minskad kroppsviktsökning postnatalt och hyperaktivitet som kvarstod till fullvuxen ålder, har visats hos avkomman till möss som exponerats för 0,5 mg nikotin/kg bw under dräktigheten. Avsaknad av bindningsställen med låg affinitet för nikotin i CNS har visats hos vuxna råttor och möss som behandlats med 200 respektive 132 µg nikotin/kg bw och dag, postnatalt till ca 2 veckors ålder. Påverkan på minnes- och inlärningsfunktioner har visats hos 7 månader gamla möss som behandlats vid 10 dagars ålder med 132 µg nikotin/kg bw och dag, s.c. i 5 dagar. Vid dosen 66 µg visades förändringar i nikotininducerat rörelsebeteende 96 vid 4 månaders ålder. Ingen effekt sågs vid 7 µg. Dosen 66 µg/kg bw och dag till mus (LOAEL, Lowest Observed Adverse Effekt Level) motsvarar en inhalations- exponering på människa för en lufthalt på 0,13 mg/m3 med antagande av en kroppsvikt på 70 kg, en kalorisk faktor på 7 (52), en 50%-ig absorption i lungorna och en inandad luftvolym på 10 m3 under 8 timmar. Motsvarande beräkning från dosen 7 µg/kg bw (NOAEL, No Observed Adverse Effect Level) ger en lufthalt på 0,014 mg/m3. Slutsatser Det vetenskapliga underlaget är otillräckligt för att identifiera kritisk effekt vid yrkesmässig exponering för nikotin. Baserat på djurförsök är den kritiska effekten vid nikotinexponering effekter på reproduktionen med påverkan på nervsystemets utveckling hos avkomman. Förändringar i nikotininducerat rörelsebeteende har visats hos 4 månader gamla möss som behandlats vid 10 dagars ålder med 66 µg nikotin/kg bw och dag, s.c. (fördelat på två injektioner/dag) i 5 dagar. Omräknat till en yrkesrelaterad inhalationsexponering motsvarar detta en luftnivå på ca 0,1 mg nikotin/m3. Akuta förgiftningssymptom (s.k. Green Tobacco Sickness med yrsel, kräk- ningar, huvudvärk, svaghet, magsmärtor, kramper, salivation och svettning) är vanligt förekommande hos tobaksskördearbetare, där nikotinexponeringen främst sker via huden. Symptomen har påvisats vid kotininnivåer i urin omkring 900 µg/l (median), vilket kan beräknas motsvara en inhalationsexponering på ca 2 mg/m3. Nikotin är beroendeframkallande men tröskeldosen för den beroendefram- kallande effekten är inte känd. Nikotinexponeringar motsvarande den hos rökare ger även akuta kardio- vaskulära effekter. Djurförsök har inte visat att nikotin är cancerframkallande. Studier avseende carcinogenicitet på människa saknas för ren nikotinexponering. Nikotin tas lätt upp via hud och risk för akut förgiftning med allvarlig utgång föreligger vid hudexponering. 97 Tabell 2. Dos-effekt/dos-responssamband i vid exponering för nikotin i humanstudier. Exponerade grupper, studiedesign Urinkotinin (µg/l) Effekter Ref. Tobaksskördearbetare, ej tobaksanvändare, bra skyddsutrustning n=10; 5 kontroller 100 (median) Inga symptom 24 Tobaksskördearbetare, ej tobaksanvändare. dålig skyddsanvändning n=43 0 – 24 före skift 26 – 2930 (median 890) nästa morgon 25% med GTS-symptom (Green Tobacco Sickness: yrsel, kräkningar, huvudvärk, svaghet, magsmärtor, kramper, salivation, svettning) 39 Tobaksskördearbetare, dålig kontroll av rökstatus, dålig skyddsanvändning n=289 3800 53% med GTS-symptom 40 Tre grupper: snusare – rökare - ej tobak, prospektiv kohortstudie, 12 år; n=135036 - * Förhöjd hjärtkärldödlighet hos snusare (RR=1,4; 95% KI 1,2-1,6) och rökare (RR=1,9; 95% KI 1,7- 2,2), ingen ökad risk för cancerdöd hos snusare (RR=1,1; 95% KI 0,9- 1,4) RR rökare=2,5; 95% KI 2,2-3,0) 19 Två grupper: snusare - ej tobak, fall-kontrollstudie, n=585/589 - * Ingen förhöjd risk för hjärtinfarkt hos snusare (RR=0,89; 95% KI 0,62 – 1,29) 47 Friska försökspersoner, 21 engångsinhalationer av 0,01 ml nikotinaerosol i konc. intervall 0 - 64 mg/ml n=24 - Ökat blodtryck och hjärtfrekvens, dosberoende ökning av luftvägs- motstånd och hostattacker, LOAEL 2 mg/ml; 0,4 mg 42 *Snusare och rökare har plasmanikotin omkring 20-30 µg/l och urinkotinin omkring 2000-3000 µg/l 98 Tabell 3. Reproduktionseffekter av nikotinexponering på djur. Dos/Art (mg/kg,dag) Admin. sätt Tid för exponering Plasma nikotin (µg/l) Effekt Ref. 6 råtta infus. pren. 84 Tillväxthämning 63, 82, 83 2 råtta infus. pren. d 4-21 28 Minskning av konc. och mängd DNA, förändringar i ornitin- dekarboxylasaktiviteten, ökning av nikotinbindningsställen och ökning av mRNA kodande för c-fos i CNS 63, 66, 81, 82, 83 2,7 mus injekt.1 pren. d 13 – partus (d 19) Minskad dräktighetslängd 65 1,8 injekt.1 pren. d 13 – partus (d 19) 0,9 injekt.1 pren. d 13 – partus (d 19) Minskad dräktighetslängd 2,11 råtta infus. pren. d 6/7-partus 35 Försämrad återhämtning efter anoxi 35 1,05 infus. pren. d 6/7-partus 19 Försämrad återhämtning efter anoxi 0,53 infus. pren. d 6/7-partus 8 Ingen effekt 1,0 rhesus apa infus. Pren. d 26- kejsarsnitt (d 134) - 2 Påverkan på lungutveckling, ökning av nikotinbindnings- ställen och receptorer i lungan 76 0,5 mus injekt. pren. d 10-19/20 Minskad kroppsviktsökning postn., försenad kropps-behåring, ögon-öppning och utveckling av reflexer och hyperaktivitet som kvarstod till fullvuxen ålder 3 0,2 råtta injekt.1 postn. d 8-16 Vid 115 d ålder, avsaknad av bindningsställen med låg och ökat antal med hög affinitet för nikotin 62 0,18 får infus. pren. d 98- partus (d 147) 73 Försämrat arousal vid hypoxi 41 0,132 mus injekt.1 postn. d 10-14 Vid 4 månaders ålder, avsaknad av bindningsställen med låg affi- nitet för nikotin och hypoaktivt beteende vid nikotinprovokation 31 0,132 mus injekt.1 postn. d 10-14 Försämrad inlärning och minne vid 7 mån ålder 7 0,066 injekt.1 postn. d 10-14 Hypoaktivitet vid nikotin- provokation vid 4 mån ålder 0,007 injekt.1 postn. d 10-14 Ingen effekt pren. = prenatalt; postn. = postnatalt; injekt. = injektion s.c.; infus. = infusion s.c. 1 fördelat på två injektioner per dag 2 15,5 µg nikotin/l i amnionvätska 3 18 µg kotinin/l plasma 99 Referenser 1. ACGIH. Nicotine. Documentation of the Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices. 7th ed. Cincinnati, Ohio: American Conference of Governmental Industrial Hygienists, 2002: 4 pp. 2. Ahmed S, Moschos C, Lyons M, Oldewurtel H, Coumbis R, Regan T. Cardiovascular effects of long-term cigarette smoking and nicotine administration. Am J Cardiol 1976;37:33-40. 3. Ajarem JS, Ahmad M. Prenatal nicotine exposure modifies behavior of mice through early development. Pharmacol Biochem Behav 1998;59:313-318. 4. Allen SS, Hatsukami D, Jensen J, Grillo M, Bliss R. Effects of treatment on cardiovascular risk among smokeless tobacco users. Prev Med 1995;24:357-362. 5. Anderson HR, Cook DG. Passive smoking and sudden infant death syndrome: review of the epidemiological evidence. Thorax 1997;52:1003-1009. 6. Andres RL, Day MC. Perinatal complications associated with maternal tobacco use. Semin Neonatol 2000;5:231-241. 7. Ankarberg E, Fredriksson A, Eriksson P. Neurobehavioural defects in adult mice neonatally exposed to nicotine: changes in nicotine-induced behaviour and maze learning performance. Behav Brain Res 2001;123:185-192. 8. Argentin G, Cicchetti R. Genotoxic and antiapoptotic effect of nicotine on human gingival fibroblasts. Toxicol Sci 2004;79:75-81. 9. Baron JA, Comi RJ, Cryns V, Brinck-Johnsen T, Mercer NG. The effect of cigarette smoking on adrenal cortical hormones. J Pharmacol Exp Ther 1995;272:151-155. 10. Becker BF, Terres W, Kratzer M, Gerlach E. Blood platelet function after chronic treatment of rats and guinea pigs with nicotine. Klin Wochenschr 1988;66:28-36. 11. Benowitz NL, Jacob P 3rd. Nicotine renal excretion rate influences nicotine intake during cigarette smoking. J Pharmacol Exp Ther 1985;234:153-155. 12. Benowitz NL. Drug Therapy. Pharmacologic aspects of cigarette smoking and nicotine addiction. N Engl J Med 1988;17:1318-1330. 13. Benowitz NL. Pharmacokinetic considerations in understanding nicotine dependence. Ciba Found Symp 1990;152:186-209. 14. Benowitz NL, Henningfield JE,. Establishing a nicotine threshold for addiction. The implications for tobacco regulation. N Engl J Med 1994;331:123-125. 15. Benowitz NL. Pharmacology of nicotine: Addiction and therapeutics. Annu Rev Pharmacol Toxicol 1996;36:597-613. 16. Benowitz NL. Systemic absorption and effects of nicotine from smokeless tobacco. Adv Dent Res 1997;11:336-340. 17. Benowitz NL, Gourlay G. Cardiovascular toxicity of nicotine: Implications for nicotine replacement therapy. J Am Coll Cardiol 1997;29:1422-1431. 18. Blackburn C, Peterson A, Hales H, Carrell D, Jones K, Urry R, Peterson C. Nicotine, but not cotinine has a direct toxic effect on ovarian function in the immature gonadotropin-stimulated rat. Reprod Toxicol 1994;8:325-331. 19. Bolinder G, Alfredsson L, Englund A, de Faire U. Smokeless tobacco use and increased cardiovascular mortality among Swedish construction workers. Am J Public Health 1994;84:399-404. 20. Brams A, Buchet JP, Crutzen-Fayt MC, De Meester C, Lauwerys R, Leonard A. A comparative study with 40 chemicals of the efficiency of the Salmonella assay and the SOS chromotest (kit procedure). Toxicol Lett 1987;38:123-133. 21. Campain JA. Toxicological highlight. Nicotine: potentially a multifunctional carcinogen? Toxicol Sci 2004;79:1-3. 100 22. Cohen G, Han ZY, Grailhe R, Gallego J, Gaultier C, Changeux JP, Lagercrantz H. ß2 nicotine acetylcholine receptor subunit modulates protective responses to stress: a receptor basis for sleep-disordered breathing after nicotine exposure. Proc Natl Acad Sci 2002;99:13272-13277. 23. Craig WY, Palomaki GE, Haddow JE. Cigarette smoking and serum lipid and lipoprotein concentrations: an analysis of published data. BMJ 1989;298:784-788. 24. D´Alessandro A, Benowitz NL, Muzi G, Eisner M, Filiberto S, Fantozzi P, Montanari L, Abritti G. Systemic nicotine exposure in tobacco harvesters. Arch Environ Health 2001;56:257-263. 25. DiFranza JR, Lew RA. Effect of maternal cigarette smoking on pregnancy complications and sudden infant death syndrome. J Fam Pract 1995;40:385-394. 26. Doolittle DJ, Rahn CA Lee CK. The effect of exposure to nicotine, carbon monoxide, cigarette smoke or cigarette smoke condensate on the mutagenicity of rat urine. Mutat Res 1991;260:9-18. 27. Doolittle DJ, Winegar R, Lee C, Caldwell W, Hayes A, de Bethizy J. The genotoxic potential of nicotine and its metabolites. Mutat Res 1995;344:95-102. 28. Eatough DJ, Caka FM, Crawford J, Braithwaite S, Hansen LD, Lewis EA. Environmental tobacco smoke in commercial aircraft. Atmos Environ 1992;26A:2211-2218. 29. ECETOC. Strategy for skin notation. ECETOC Document 1993;31. 30. England LJ, Levine RJ, Mills JL, Klebanoff MA, Yu KF, Cnattingius S. Adverse pregnancy outcomes in snuff users. Am J Obstet Gynecol 2003;189:939-943. 31. Eriksson P, Ankarberg E, Fredriksson A. Exposure of nicotine during a defined period in neonatal life induces permanent changes in brain nicotinic receptors and in behaviour of adult rats. Brain Res 2000;853:41-48. 32. European Commission. Occupational Exposure Limits. Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities, 1998. 33. Fagerström KO, Gotestam KG. Increase in muscle tonus after tobacco smoking. Addict Behav 1977;2:203-206. 34. FASS 2004. Läkemedelsinformation AB (LINFO). FASS 2004 – Läkemedel i Sverige (Pharmaceutical products in Sweden). Kungsbacka: Elanders Publishing AS, 2004. 35. Fewell JE, Smith FG, Ng VKY. Threshold levels of maternal nicotine impairing protective responses of newborn rats to intermittent hypoxia. J Appl Physiol 2001;90:1968-1976. 36. Feyerabend C, Ings RM, Russel MA. Nicotine pharmacokinetics and its application to intake from smoking. B J Clin Pharmacol 1985;19:239-247. 37. Fisher ER, Rothstein R, Wholey MH, Nelson R. Influence of nicotine on experimental atherosclerosis and its determinants. Arch Pathol 1973;96:298-304. 38. Freeman DJ, Griffin BA, Murray E, Lindsay GM, Gaffey D, Packard CJ, Shepherd J. Smoking and plasma lipoproteins in man: effects on low density lipoprotein cholesterol and high density lipoprotein subfraction distribution. Eur J Clin Invest 1993;23:630-640. 39. Gehlbach SH, Williams WA, Perry LD, Freeman JI, Langone JJ, Peta LV, Van Vunalus H. Nicotine absorption by workers harvesting green tobacco. Lancet 1975;305:478-480. 40. Ghosh SK, Saiyed HN, Gokani VN, Thakker MU. Occupational health problems among workers handling Virginia tobacco. Int Arch Occup Environ Health 1986;58:47-52. 41. Hafström O, Milerad J, Sundell HW. Prenatal nicotine exposure blunts the cardiorespiratory response to hypoxia in lambs. Am J Respir Crit Care Med 2002;166:1544-1549. 42. Hansson L, Choudry NB, Karlsson JA, Fuller RW. Inhaled nicotine in humans: effect on the respiratory and cardiovascular systems. J Appl Physiol 1994;76:2420-2427. 43. Haufroid V, Lison D. Urinary cotinine as a tobacco-smoke exposure index: a minireview. Int Arch Occup Environ Health 1998;71:162-168. 44. Higgins S. Smoking in pregnancy. Curr Opin Obstet Gynecol 2002;14:145-151. 101 45. Hoffman D, Hoffman I. The changing cigarette, 1950-1995. J Toxicol Environ Health 1997;50:307-364. 46. Holgert H, Hökfelt T, Hertzberg T, Lagercrantz H. Functional and developmental studies of the peripheral arterial chemoreceptors in rat: Effects of nicotine and possible relation to sudden infant death syndrome. Proc Natl Acad Sci USA 1995;92:7575-7579. 47. Huhtasaari F, Asplund K, Lundberg V, Stegmayr B, Wester PO. Tobacco and myocardial infarction: is snuff less dangerous than cigarettes? BMJ 1992;305:1252-1256. 48. Huhtasaari F, Lundberg V, Eliasson M, Janlert U, Asplund K. Smokeless tobacco as a possible risk factor for myocardial infarction: a population-based study in middle-aged men. J Am Coll Cardiol 1999;34:1784-1790 49. IARC. Tobacco smoking. IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol 38. Lyon: International Agency for Research on Cancer, 1986;38:1-421. 50. IARC. Tobaco smoke and involuntary smoking. IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol 83. Lyon: International Agency for Research on Cancer, 2002;83:1-1452 51. Kavitharaj NK, Vijayammal PL. Nicotine administration induced changes in gonadal functions in male rats. Pharmacology 1999;58:2-7. 52. KemI. Human health risk assessment. Proposal for the use of assessment (uncertainty) factors. Application to risk assessment for plant protection products, industrial chemicals and biocidal products within the European Union. Report No 1/03. The Swedish Chemicals Inspectorate, Solna, 2003. 53. Kilburn KH. Stop inhaling smoke: prevent coronary heart disease. Arch Environ Health 2003;58;68-73. 54. Klonoff-Cohen HS, Edelstein SL, Lefkowitz ES, Srinivasan IP, Kaegi D, Chang JC, Wiley KJ. The effect of passive smoking and tobacco exposure through breast milk on sudden infant death syndrome. JAMA 1995;273:795-798. 55. Källen K. Multiple malformations and maternal smoking. Paediatr Perinat Epidemiol 2000;14:227-233. 56. Lazutka FA, Vasiliauskene AD, Gefen SG. Toxicological evaluation of the insecticide nicotine sulphate. Gig Sanit 1969;34:30-33. 57. Lewin F, Norell SE, Johansson H, Gustavsson P, Wennerberg J, Biörklund A, Rutqvist LE. Smoking tobacco, oral snuff, and alcohol in the etiology of squamous cell carcinoma of the head and neck. Cancer 1998;82:1367-1375. 58. Lindgren T, Willers S, Skarping G, Norbäck D. Urinary cotinine concentrations in flight attendants, in relation to exposure to environmental tobacco smoke during intercontinental flights. Int Arch Occup Environ Health 1999;72:475-479. 59. Luck W, Nau H, Hansen R, Steldinger R. Extent of nicotine and cotinine transfer to the human fetus, placenta and amniotic fluid of smoking mothers. Dev Pharmacol Ther 1985;8:384-395. 60. McBride J, Altman D, Klein M, White W. Green tobacco sickness. Tob Control 1998;7:294- 298. 61. McCann J, Choi E, Yamasaki E, Ames BN. Detection of carcinogens as mutagens in the Salmonella/microsome test: assay of 300 chemicals. Proc Natl Acad Sci USA 1975;72:5135- 5139. 62. Miao H, Liu C, Bishop K, Gong ZH, Nordberg A, Zhang X. Nicotine exposure during a critical period of development leads to persistent changes in nicotinic acetylcholine receptors of adult rat brain. J Neurochem 1998;70:752-762. 63. Murrin LC, Ferrer JR, Zeng WY, Haley NJ. Nicotine administration to rats: methodological considerations. Life Sci 1987;40:1699-1708. 64. Naeye RL. Cognitive and behavioral abnormalities in children whose mothers smoked cigarettes during pregnancy. J Dev Behav Pediatr 1992;13:425-428. 102 65. Nasrat HA, Al-Hachim GM, Mahmood FA. Perinatal effects of nicotine. Biol Neonate 1986;49:8-14. 66. Navarro HA, Seidler FJ, Schwartz RD, Baker FE, Dobbins SS, Slotkin TA. Prenatal exposure to nicotine impairs nervous system development at a dose which does not affect viability or growth. Brain Res Bull 1989;23:187-192. 67. Oncken CA, Hardardottir H, Smeltzer JS. Human studies of nicotine replacement during pregnancy. In: Benowitz N, ed. Nicotine Safety and Toxicity. New York, Oxford: Oxford University Press, 1998:107-116. 68. Onuki M, Yokoyama K, Kimura K, Sato H, Nordin RB, Naing L, Morita Y, Sakai T, Kobayashi T, Araki S. Assessment of urinary cotinine as a marker of nicotine absorption from tobaco leaves: a study on tobacco farmers in Malaysia. J Occup Health 2003;45:140- 145. 69. Pickworth WB, Herning RI, Henningfield JE. Spontaneous EEG changes during tobacco abstinence and nicotine substitution in human volunteers. J Pharm Exp Ther 1989;251:976- 982. 70. Pickworth WB, Bunker EB, Henningfield JE. Transdermal nicotine: reduction of smoking with minimal abuse liability. Psychopharmacology 1994;115:9-14. 71. Quandt S, Arcury T, Preisser J, Norton D, Austin C. Migrant farmworkers and green tobacco sickness: new issues for an understudied disease. Am J Ind Med 2000;37:307-315. 72. Quandt SA, Arcury TA, Preisser JS, Bernert JT, Norton D. Environmental and behavioral predictors of salivary cotinine in Latino tobacco workers. J Occup Environ Med 2001;43:844-852. 73. Quensel M, Agardh CD, Nilsson-Ehle P. Nicotine does not affect plasma lipoprotein concentrations in healthy men. Scand J Clin Lab Invest 1989;49:149-153. 74. Rantakallio P. A follow-up study to the age of 14 of children whose mothers smoked during pregnancy. Acta Paediatr Scand 1983;72:747-753. 75. Schildt EB, Eriksson M, Hardell L, Magnuson A. Oral snuff, smoking habits, and alcohol consumption in relation to oral cancer in a Swedish case-control study. Int J Cancer 1998;77:341-346. 76. Sekhon HS, Jia Y, Raab R, Kuryatov A, Pankow JF, Whitsett JA, Lindstrom J, Spindel ER. Prenatal nicotine increases pulmonary alpha-7 nicotinic receptor expression and alters fetal lung development in monkeys. J Clin Invest 1999;103:637-647. 77. Skarping G, Willers S, Dalene M. Determination of cotinine in urine using glass capillary gas chromatography and selective detection, with special reference to the biological monitoring of passive smoking. J Chromatogr 1988;454:293-301. 78. Slotkin TA, Greer N, Faust J, Cho H, Seidler FJ. Effects of material nicotine injections on brain development in the rat: ornithine decarboxylase activity, nucleic acid and proteins in discrete brain regions. Brain Res Bull 1986;17:41-50. 79. Slotkin TA, Orband-Miller L, Queen KL, Whitmore WL, Seidler FJ. Effects of prenatal nicotine exposure on biochemical development of rat brain regions: maternal drug infusions via osmotic minipumps. J Pharmacol Exp Ther 1987;240:602-611. 80. Slotkin TA, Lappi SE, McCook EC, Lorber BA, Seidler FJ. Loss of neonatal hypoxia tolerance after prenatal nicotine exposure: implications for sudden infant death syndrome. Brain Res Bull 1995;38:69-75. 81. Slotkin TA, McCook EC, Seidler FJ. Cryptic brain cell injury caused by fetal nicotine exposure is associated with persistent elevation of c-fos protooncogene expression. Brain Res 1997;750:180-188. 82. Slotkin TA. Fetal nicotine or cocaine exposure: which one is worse? J Pharmacol Exp Ther 1998;285:931-945. 103 83. Slotkin TA. The impact of fetal nicotine exposure on nervous system development and its role in sudden infant death syndrome. In: Benowitz NL, ed. Nicotine Safety and Toxicity. New York, Oxford: Oxford University Press; 1998:89-97. 84. Strohschneider T, Oberhoff M, Hanke H, Hannekum A, Karsch KR. Effect of chronic nicotine delivery on the proliferation rate of endothelial and smooth muscle cells in experimentally induced vascular wall plaques. Clin Investig 1994;72:908-912. 85. Thyberg J. Effects of nicotine on phenotypic modulation and initiation of DNA synthesis in cultured arterial smooth muscle cells. Virchows Arch B Cell Pathol Incl Mol Pathol 1986;52:33-40. 86. Trivedi AH, Dave BJ, Adhvaryu SG. Monitoring of smokeless tobacco consumers using cytogenetic endpoints. Anticancer Res 1993;13:2245-2249. 87. Van der Klauw MM, Van Hillo B, Van den Berg WH, Bolsius EP, Sutorius FF, Stricker BH. Vasculitis attributed to the nicotine patch (Nicotinell). Br J Dermatol 1996;134:361-364. 88. Waldum HL, Nilsen OG, Nilsen T, Rorvik H, Syversen V, Sanvik AK, Haugen OA, Torp SH, Brenna E. Long term effects of inhaled nicotine. Life Sci 1996;58:1339-1346. 89. Wenzel DG, Richards MH. Effects of chronic nicotine, acute hypoxia, and their interactions on myocardial enzymes. Toxicol Appl Pharmacol 1970;16:656-667. 90. Willers S, Attewell R, Bensryd I, Schutz A, Skarping G, Vahter M. Exposure to environmental tobacco smoke in the household and urinary cotinine excretion, heavy metals retention, and lung function. Arch Environ Health 1992;47:357-363. 91. Willers S, Bensryd I, Skarping G, Skerfving S. Urinary cotinine excretion at work. In: Lester JN, Perry R, Reynolds GL, eds. Quality of the Indoor Environment. London, 1992:347-351. 92. Willers S. Environmental tobacco smoke - Cotinine in urine as a biomarker and some effects. Dissertation, Lund University,1994. 93. Willers S, Skarping G, Dalene M, Skerfving S. Urinary cotinine in children and adults during and after semi-experimental exposure to environmental tobacco smoke. Arch Environ Health 1995;50:130-138. 94. Willers S, Axmon A, Feyerabend C, Nielsen J, Skarping G, Skerfving S. Assessment of environmental tobacco smoke exposure in children with asthmatic symptoms by questionnaire and cotinine concentrations in plasma, saliva and urine. J Clin Epidemiol 2000;53:715-721. 95. Willers S, Hein HO, Jansson L. Assessment of environmental tobacco smoke (ETS) exposure: Urinary cotinine concentrations in children are strongly associated with house dust concentrations of nicotine at home. In: Proceedings of the 9th International Conference on Indoor Air Quality and Climate. Indoor Air, 2002. 96. Willers S, Thulin H, Lindh C. Nikotinexponering vid läkemedelstillverkning. Intern rapport från Yrkes & miljömedicinska kliniken, Universitetssjukhuset i Lund, 2002. 97. Willers S, Hein HO, Jansson L. Assessment of environmental tobacco smoke exposure: urinary cotinine concentrations in children are strongly associated with the house dust concentrations of nicotine at home. Indoor Air 2004;14:83-86. 98. Witschi H, Lundgaard S, Rajini P, Hendrickx AG, Last JA. Effects of exposure to nicotine and to sidestream smoke on pregnancy outcome in rats. Toxicol Lett 1994;71:279-286. 99. Woolf A, Burkhart K, Caraccio T, Lidovitz T. Self-poisoning among adults using multiple transdermal nicotine patches. J Toxicol Clin Toxicol 1996;34:691-698. 100. Yim SH, Hee SS. Genotoxicity of nicotine and cotinine in the bacterial luminescence test. Mutat Res 1995;335:275-283. 101. Zorin S. Kuylenstierna F, Thulin H. In vitro test of nicotine´s permeability through human skin. Risk evaluation and safety aspects. Ann Occup Hyg 1999;6:405-413. 104 Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden γ-Butyrolakton 2004-06-02 Underlaget baserar sig huvudsakligen på ett kriteriedokument framtaget av den Nordiska Expertgruppen (28). Kemisk-fysikaliska data Användning CAS nr 96-48-0 Synonymer Dihydro-2(3-H)-furanon; 4-butyrolakton; tetrahydro- 2-furanon; 1,2-butanolid; 1,4-butanolid, 4-hydroxy- smörsyralakton Summaformel C4H6O2 Strukturformel O O Molvikt 86,1 Kokpunkt 206°C Smältpunkt -44°C Flampunkt 98°C (”open cup”) Ångtryck 0,15 kPa (20°C) Mättnadskoncentration 1480 ppm (20°C) Löslighet i vatten blandbar pH 4,51 (10% vattenlösning) Omräkningsfaktorer (20°C) 1 ppm =3,57 mg/m3; 1 mg/m3=0,28 ppm γ-Butyrolakton (GBL) är en färglös, oljig vätska med relativt lågt ångtryck och mild karamelliknande lukt. Den är löslig i t.ex. metanol, etanol, aceton och bensen och blandbar i vatten. En pH-beroende jämvikt föreligger mellan GBL och γ-hyd- roxybutyrat (GHB). I basiska media hydrolyseras GBL ganska snabbt till GHB, medan hydrolysen är långsam i sura media. Fullständig omvandling till GHB sker inom minuter vid pH 12, medan jämviktsblandningen 2:1 av GBL: GHB uppkommer efter månader i rent vatten och inom dagar vid pH 2 (28). 105 Förekomst/Användning GBL förekommer naturligt och har identifierats i vissa livsmedel (t.ex. kött, tomater, kaffe) och i alkoholhaltiga drycker (28). GBL används som lösnings- medel, i färgborttagningsmedel, som pH-regulator, som vulkmedel, för att modifiera viskositet, vid etsning och som kemisk intermediär vid framställning av pyrrolidoner, herbicider/pesticider och läkemedel (28). Användning av GBL som kosttillskott, lugnande medel och för behandling av alkoholberoende har också rapporterats. GBL förekommer dessutom som drog (1, 5). I Sverige används GBL i ren form främst som lösningsmedel inom elektro- nikindustrin och för tillverkning av olika produkter. Produkter som innehåller GBL används här huvudsakligen som färgborttagningsmedel (t.ex. klottersa- neringsvätska), rengöringsmedel, färger, elektrolyter och framkallare (20, 23). GHB har i andra länder använts som anestesimedel, som lugnande medel, vid narkolepsibehandling och vid avvänjning från alkohol- och opiatmissbruk. Ämnet har också förekommit som kosttillskott och nyttjats av kroppsbyggare och bantare. GHB används vidare som drog och har under senare år klassats som narkotikum i ett flertal länder, bl.a. Sverige (9, 23). Upptag, biotransformation, utsöndring GBL kan upptas via huden. Absorptionshastigheten på humanhud in vitro har rapporterats vara 110 µg/cm2/timme vid steady-state (32). Vid en beräkning baserad på ECETOCs kriterier för hudmärkning (8) dvs. exponering av 2000 cm2 hud (motsvarande händer och underarmar) under 1 timme och absorptionshas- tigheten ovan, erhålls ett hudupptag som motsvarar ca 25% av upptaget vid inhalation under 8 timmar vid 50 ppm (provisoriskt danskt gränsvärde för GBL), om man antar inhalation av 10 m3 luft och 50%-igt upptag av GBL. Vid appli- kation av 546 mg GBL/kg bw på hud på råtta noterades de högsta koncen- trationerna GHB i plasma efter 0,5-2 timmar. Åtminstone 10% av applicerad dos GBL absorberades (11). Upptaget av GBL via mag-tarmkanalen är snabbt och fullständigt (28). GBL tas upp snabbare från mag-tarmkanalen och ger högre plasmanivåer än GHB (5, 15, 19, 26). Vid försök på råtta med peroral adminis- tration av 136 eller 546 mg GBL/kg bw rapporterades maximal plasmakoncen- tration av GHB inom 1 timme (11, 19). Inga data om upptag vid inhalation har påträffats (28). GBL omvandlas inom minuter i blod och lever till den neurologiskt aktiva metaboliten GHB. Denna hydrolys katalyseras av enzymet laktonas. GHB förekommer även naturligt i mikromolära koncentrationer i hjärnan och i perifera vävnader (9, 23, 28). GHB passerar blodhjärnbarriären och placentabarriären (9). GBL är dock mer fettlösligt än GHB, har annorlunda distributionsmönster och ger t.ex. högre koncentrationer i bl.a. hjärna. Trots snabb hydrolys av GBL i blod sker alltså viss ansamling i olika vävnader av denna prekursor till GHB (15, 19). Metabolismen av GHB, som varierar beroende på plasmanivåer av GHB och organ, är inte fullständigt klarlagd (28). Genomsnittlig halveringstid för GHB 106 i blod efter intravenös administration av GBL (500 mg/kg bw) till råtta har uppgivits till ca 45 minuter (28). Ökad utsöndring av bl.a. glykolat och S-3,4- dihydroxybutyrat har påvisats i urin hos människa efter peroral administration av GBL, vilket antyder metabolism genom β-oxidation. Acetyl-CoA och till slut CO2 (via citronsyracykeln) bildas genom denna metabolismväg (18, 28). I en alternativ metabolismväg oxideras GBL till succinat, som går in i citronsyracykeln (1). Även metabolism till γ-aminobutyrat (GABA) från GHB har rapporterats (33). Vid intravenös singelinjektion på råtta av 14C-märkt GHB utsöndrades 60% av radioaktiviteten som 14CO2 inom 2,5 timmar (28). Liknande resultat erhölls med GBL. GBL elimineras således främst som urinmetaboliter och som CO2 via lungorna (28). Toxiska effekter Humandata Inga rapporter över effekter vid yrkesmässig exponering har påträffats. Ett flertal förgiftningsfall i samband med peroralt intag av GBL och GHB har dock beskrivits. Symptom och kliniska fynd hos människa efter intag av GBL och GHB är likartade, men det är inte klarlagt huruvida upprepad användning kan ge bestående skador (23, 28). Akuta toxiska effekter är t.ex. bradykardi, hypotermi, CNS-dämpning, medvetslöshet (vanligen 1-2 timmar), förvirring, aggressivitet och okontrollerade rörelser (28). Stora skillnader mellan individer föreligger dock när det gäller förgiftningssymptomens grad och karaktär (9). En patient med förgiftningssymptom uppgavs ha intagit omkring 90 mg GBL/kg bw (negativ blodetanoltest) (5). I en annan studie rapporterades medvetslöshet hos 2 män som druckit 50 ml av ett nagellackborttagningsmedel innehållande 50% GBL och 50% etanol. Bradykardi konstaterades och behandlades och patienterna tillfrisknade efter ett par timmar (2). Lungödem samt akut påverkan på nervsystemet med koma observerades hos ett barn som druckit (och troligen även inhalerat) en produkt innehållande GBL (24). Kroniskt bruk av GBL kan leda till beroende och neurotoxiska effekter som t.ex. oro, depression och darrningar (13). Generellt har uppgivits att det behövs en peroral engångsdos på ca. 1-4 gram (motsvarande 15-60 mg/kg bw) för att uppnå en lugnande och sederande effekt hos människa (23). Erfarenhet från patienter visar att GBL är mer effektivt än GHB när det gäller att framkalla sömn (19). GHB har uppgivits ge kortvarig minnesförlust och hypotoni vid 10 mg/kg bw peroralt, eufori vid 20-30 mg/kg bw, anestesi vid 50 mg/kg bw och koma vid 50-70 mg/kg bw (4, 9, 23, 28). En intravenös dos på 50-60 mg/kg bw ger allmän anestesi inom 5 minuter (9). Förgiftningar med GHB inträffar vanligen vid drogbruk (ofta tillsammans med alkohol), vid perorala doser omkring 2-3 g (ca 35 mg/kg bw). Effekterna på CNS potentieras av samtidigt intag av alkohol. En dödlig dos av enbart GHB, kan grovt uppskattas till omkring 20-30 g (ca 300-400 mg/kg bw) eller mer (9, 23). 107 Djurdata GBL har måttlig till låg akut toxicitet på försöksdjur. Djurdata visar också att GBL är mer potent än GHB, såväl vid peroral som parenteral administration (19). Förgiftningsbilden karakteriseras av CNS-påverkan med anestesi. Hos råtta har en bifasisk effekt noterats vid relativt låga doser GBL, med initialt reducerad rörlig- het följt av hyperaktivitet (21, 28). LD50 för GBL har rapporterats vara 5600 mg/kg bw vid hudapplikation (marsvin) och 500-1800 mg/kg bw vid peroral administration (råtta, mus, marsvin) (28). Övergående EEG-förändringar och beteendepåverkan (bl.a. orörlighet) har rapporterats hos unga råttor vid engångs- injektion i bukhålan av 50 mg GBL/kg bw och hos vuxna råttor vid 150 mg GBL/kg bw (29). I tester som mäter spontan rörlighet och koordination rappor- terades övergående försämring på mus vid engångsinjektion i bukhålan av 55 mg GBL/kg bw; i någon utsträckning t.o.m. vid dosnivån 22 mg/kg bw (27). I en ej refereegranskad rapport noterades reversibel påverkan, bl.a. slöhet, ytlig andning och klar utsöndring från nosen, men inga dödsfall, vid 4 timmars inhalations- exponering av råtta vid dosnivån 5100 mg GBL/m3 (28). I en annan opublicerad rapport anges LC50 (4 h) för råtta till >2680 mg/m3 (10). Möss och råttor sondmatades i en studie med GBL, 12 dagar under en 16- dagarsperiod, med dagliga doser på 0, 87, 175, 350, 700 eller 1400 mg/kg bw (mus) och 0, 75, 150, 300, 600 eller 1200 mg/kg bw (råtta). Inaktivitet och hos en del djur oregelbunden andning/andnöd strax efter administrationen rapporterades hos mus från dosnivån 350 mg/kg bw och hos råtta från 600 mg/kg bw. Försämrad kroppsviktsökning noterades hos honråttor som fått 600 mg/kg bw. Alla/nästan alla djur i högdosgrupperna (1200-1400 mg/kg bw) dog (21, 28). I en 13-veckorsstudie sondmatades möss (0, 65, 131, 262, 525, 1050 mg/kg bw) och råttor (0, 56, 112, 225, 450, 900 mg/kg bw) 5 dagar/vecka med GBL. Inga anmärkningsvärda histopatologiska förändringar noterades. Inflammation i nos- slemhinnan observerades hos råtta, men detta ansågs bero på återflöde av GBL i samband med administrationen. Övergående påverkan (orörlighet) efter adminis- trationen sågs hos alla råttor vid dosnivån 900 mg/kg bw/dag och vecka 8 dog alla hanråttor och en honråtta i denna dosgrupp. Råttor som erhållit 225 och 450 mg/kg bw/dag uppvisade till en början lätt inaktivitet efter administrationen, men föreföll utveckla tolerans efter 2-3 veckor. Hanråttor som fått 450 mg/kg bw/dag hade dessutom minskad kroppsviktsökning. GBL-relaterade dödsfall förekom även hos möss i högdosgruppen (1050 mg/kg bw/dag). Hos handjur i denna dosgrupp rapporterades minskad tillväxt. Måttlig inaktivitet efter administrationen sågs hos mus vid dosnivån 262 mg/kg bw/dag. Högre doser gav inaktivering under åtskilliga minuter. Dessa akuta reaktioner minskade dock efter 3-4 veckor vid administration av 525 mg/kg bw/dag eller mindre (21, 28). I en cancerstudie (se under rubriken Mutagenicitet Carcinogenicitet) uppgavs att honråttor som fått 450 mg GBL/kg bw/dag peroralt 5 dagar/vecka under 2 år hade sämre tillväxt, men ej visade tecken på toxicitet. Inga anmärkningsvärda effekter rapporterades vid 225 mg/kg bw/dag (båda könen). Vid motsvarande administration till mus av 262 och 525 mg GBL/kg bw/dag observerades sämre tillväxt och i högdos- 108 grupperna (525 mg/kg bw/dag) tecken på CNS-påverkan kort efter exponeringen. Sämre överlevnad hos hanmöss i högdosgruppen (aggressions-/stressrelaterade effekter) noterades också (21, 28). Inga adekvata studier över hudirritation har påträffats och det är därför svårt att dra definitiva slutsatser. Enstaka äldre data antyder dock att GBL kan ha svagt hudirriterande effekt (6, 28). GBL har också rapporterats förorsaka ögonirritation, men ej bestående ögonskada i experimentella studier (28). I äldre opublicerade studier har GBL sålunda uppgivits förorsaka allvarlig irritation på bindhinna och skador på hornhinna, iris och bindhinna vid instillation i öga (6, 28). I nyare studier har GBL bedömts som ögonirriterande såväl in vivo som in vitro (12, 28). Enligt en bedömning baserad på struktur-aktivitetssamband kan ögonirritation förväntas av GHB, men inte GBL. Även ”respiratorisk överkänslighet” förutsades för GHB, men ej GBL (25). Mutagenicitet Carcinogenicitet GBL har prövats i många tester in vitro och i några in vivo-tester. GBL är inte mutagent i bakterietester och har heller inte bedömts som mutagent/genotoxiskt i tester på jästsvamp. Ämnet har vidare bedömts som negativt in vitro i ett flertal testsystem för på- visande av primär DNA-skada. Vid test på däggdjursceller in vitro rapporterades kromosomavvikelser och systerkromatidutbyten i en studie vid höga koncen- trationer (och tillsats av exogent metaboliserande system), medan sådana effekter ej sågs i två andra studier med lägre koncentrationer GBL. Negativt resultat rapporterades även i genmutationstest på celler in vitro. Onkogen transformation av däggdjursceller observerades i en av två studier, men denna test har bedömts som mindre användbar för att förutsäga carcinogenicitet. Vid prövning på bananfluga med peroral administration av upp till 2,8% i födan eller injektion av 1,5% befanns GBL ej inducera genmutationer eller rekombination. Inte heller rapporterades ökning av mikrokärnor i benmärgsceller vid injektioner av GBL i bukhålan på mus (2 x 560 respektive 2 x 984 mg/kg bw) (21, 28). GBL var också negativt i ett test för mätning av mutagenicitet i könsceller (100-400 mg/kg bw i bukhålan) och i spermiemorfologitest (5 x 0,1-1 mg/kg bw/dag i bukhålan) vid prövning på mus (22, 31). I ett arbete rapporterades bl.a. att bedömningar base- rade på struktur-aktivitetssamband antyder att GBL kan vara aktivt i in vivo-tester avseende SCE och mikrokärnor. Den övergripande bedömningen blev dock att GBL sannolikt ej är genotoxiskt (25). I en NTP-studie med sondmatning med GBL till råtta (hanråtta: 0, 112, 225 mg/kg bw; honråtta: 0, 225, 450 mg/kg bw) och mus (0, 262, 525 mg/kg bw) 5 dagar/vecka under upp till 2 år, uppgavs inga belägg för carcinogen aktivitet av GBL hos råtta eller honmus. Däremot sågs minskade incidenser cystor och fibro- adenom i bröstkörteln samt hypofyscystor hos honråtta. Resultaten avseende han- mus var svårtolkade, bl.a. pga. låg överlevnad i högdosgruppen. Ökad incidens proliferativa skador i binjuremärgen, framförallt fokal hyperplasi, noterades hos hanmöss i lågdosgruppen. Minskad incidens levercellstumörer observerades också 109 hos hanmus (21, 28). I andra studier med peroral administration, hudapplikation eller injektioner under huden av GBL på mus eller råtta har säkerställda GBL- relaterade ökningar av tumörincidenser ej visats (28). Bedömningar baserade på kemisk struktur, genotoxicitets- och toxicitetstester ger vid handen att det är osannolikt att GBL har carcinogen effekt (14, 25, 30). IARC konkluderade 1999 att det inte gick att bedöma om GBL är carcinogent på människa, men att data talar för att ämnet ej är carcinogent på försöksdjur. IARC:s övergripande värdering var att GBL inte kunde klassificeras avseende human- carcinogenicitet (grupp 3) (28). Reproduktionseffekter I en råttstudie med engångsinjektion i bukhåla av GBL i doser mellan 62,5 och 750 mg/kg bw rapporterades signifikant reduktion av luteiniserande hormon (LH) i serum vid doser från 250 mg/kg bw. Reduktion av follikelstimulerande hormon (FSH) i serum noterades från 500 mg/kg bw (anestetisk dos). En reduktion av antal ovulerande råttor förelåg redan vid den lägsta dosnivån, 62,5 mg/kg bw. Vid 750 mg/kg bw (anestetisk dos) blockerades ovulationen hos alla djur och vid denna dos förelåg också signifikant ökad livmodervikt (3). En direkt effekt på äggcellerna med hämmad mognad som följd har indikerats i en in vitro-studie med GBL (17). I en ofullständigt rapporterad studie uppgavs kraftigt reducerad testikelvikt hos unga råttor vid administration av 0,5 eller 1% GBL i dricksvatten (motsvarar ca 550, 1100 mg/kg bw/dag) troligen under ca 20 dagar. Ingen skillnad i serumpro- laktinnivåer rapporterades mellan djur som fått GBL och kontrollgruppen (7, 28). Vid försök på råtta med sondmatning med 10, 50, 125, 250 eller 500 mg GBL/kg bw/dag, dag 6-15 under dräktighet, rapporterades något reducerad placentavikt (alla dosnivåer) och signifikant ökad fostervikt i vissa dosgrupper (50-250 mg/kg bw/dag). I övrigt sågs inga exponeringsrelaterade effekter på embryon eller foster eller signifikanta skillnader avseende pre-/postimplanta- tionsförluster (16). Dos-effekt/dos-responssamband Inga data föreligger som direkt kan användas för att bedöma dos-effekt/dos- responssamband vid yrkesmässig exponering för GBL. Dos-effektsamband för GBL vid peroral administration är inte heller välundersökta, men i en studie uppgavs att en patient med förgiftningssymptom intagit omkring 90 mg GBL/kg bw (5). GBL omvandlas snabbt i kroppen till den neurologiskt aktiva metaboliten GHB och symptom och kliniska fynd hos människa efter intag av GBL och GHB är likartade (23, 28). Dock föreligger kvantitativa skillnader i upptag och omsätt- ning. GBL tas upp snabbare från mag-tarmkanalen och ger högre plasmanivåer än GHB. Vidare är GBL mer fettlösligt än GHB och distributionsmönstret är annor- lunda, t.ex. ger GBL högre koncentrationer i bl.a. hjärna (19). Erfarenhet från patienter och djurdata visar också att GBL är mer potent än GHB, såväl vid 110 peroral som parenteral administration (19). GHB har uppgivits ge kortvarig minnesförlust och hypotoni vid 10 mg/kg bw peroralt, eufori vid 20-30 mg/kg bw, anestesi vid 50 mg/kg bw och koma vid 50-70 mg/kg bw (4, 9, 23, 28). Generellt har uppgivits att det behövs en peroral engångsdos på ca. 1-4 g (motsvarande 15- 60 mg/kg bw) för att uppnå en lugnande och sederande effekt hos människa (23). En dödlig dos av GHB kan grovt uppskattas till omkring 20-30 g (ca 300-400 mg/kg bw) eller mer (9, 23). Om man utgår från perorala dos-effektdata för GHB kan man göra följande beräkning. Akuta CNS-effekter på människa vid peroralt intag av GHB har rapporterats vid ca. 10-50 mg/kg kroppsvikt. Omräknat till 8 timmars inhalations- exponering (om man antar 100% upptag, kroppsvikt 70 kg, inandad luftmängd 10 m3) ger det 70-350 mg GHB/m3 (16-81 ppm). En sådan omräkning från oralt intag till inhalation tenderar dock att överskatta risken vid inhalation, eftersom CNS- påverkan troligen är relaterad till peak-nivån av GHB i plasma och oral dosering kan ge högre peak än 8 timmars inhalation av samma totaldos. Utgående från det perorala dos-effektsambandet för GHB och omräknat till GBL skulle en motsvarande inhalationsnivå för GBL kunna beräknas till 58-290 mg GBL/m3 (16-81 ppm). Då GBL framstår som mer toxiskt än GHB innebär denna beräkning dock sannolikt en underskattning av risken. Dos-effektsamband för GBL i djurförsök redovisas i tabell 1. Slutsatser Data för fastställande av kritisk effekt vid yrkesmässig exponering för GBL saknas. Erfarenheter med GBL och dess metabolit GHB från oralt intag i berusningssyfte och förgiftningsfall samt djurdata, tyder på att den kritiska effekten är akut påverkan på CNS. Begränsade djurdata antyder att GBL kan påverka fertiliteten. GBL kan vid direktkontakt orsaka ögonirritation. Hudexpo- nering för GBL i vätskeform kan resultera i signifikant systemisk exponering. 111 Tabell 1. Effekter på mus och råtta vid administration av GBL. Exponering Adm. väg* Djurart Effekter Ref. 22 mg/kg bw, engångsdos i.p. mus Övergående försämring av rörlighet och koordination 27 50 mg/kg bw/d, d 6-15 under dräktighet p.o. råtta Ökad fostervikt, något minskad placentavikt 16 50 mg/kg bw, engångsdos i.p. råtta (ungar) Övergående EEG-förändringar och beteendepåverkan (bl.a. orörlighet) 29 55 mg/kg bw, engångsdos i.p. mus Övergående försämring av rörlighet och koordination 27 62,5 mg/kg bw, engångsdos i.p. råtta Hämmad ovulation hos 22% av djuren 3 125 mg/kg bw, engångsdos i.p. råtta Hämmad ovulation hos 20% av djuren 3 150 mg/kg bw, engångsdos i.p. råtta Övergående EEG-förändringar och beteendepåverkan (bl.a. orörlighet) 29 175 mg/kg bw/d, 12 d p.o. mus NOAEL 21 225 mg/kg bw/d, 5 d/v, 13 v p.o. råtta Lätt inaktivitet efter administrationen de första veckorna 21 250 mg/kg bw, engångsdos i.p. råtta Hämmad ovulation hos 63% av djuren, reduktion av LH i serum 3 262 mg/kg bw/d, 5 d/v, 13 v p.o. mus Måttlig inaktivitet efter administrationen de första veckorna 21 262 mg/kg bw/d, 5 d/v, 2 år p.o. mus Sämre tillväxt Handjur: ökad incidens proliferativa skador i binjuremärgen 21 300 mg/kg bw/d, 12 d p.o. råtta NOAEL 21 350 mg/kg bw/d, 12 d p.o. mus Inaktivitet efter administrationen, oregelbunden andning 21 450 mg/kg bw/d, 5 d/v, 13 v p.o. råtta Lätt inaktivitet efter administrationen de första veckorna Handjur: försämrad kroppsviktsökning 21 450 mg/kg bw/d, 5 d/v, 2 år p.o. honråtta Sämre tillväxt 21 500 mg/kg bw, engångsdos i.p. råtta Anestetisk effekt, hämmad ovulation hos 71% av djuren, reduktion av LH och FSH i serum 3 0,5% i dricksvatten (ca 550 mg/kg bw/d), troligen i 20 d p.o. råtta 40% reduktion i testikelvikt 7 *i.p.=i bukhålan, p.o.= peroralt Referenser 1. Adams TB, Greer DB, Doull J, Munro IC, Newberne P, Portoghese PS, Smith RL, Wagner BM, Weil CS, Woods LA, Ford RA. The FEMA GRAS assessment of lactones used as flavour ingredients. Food Chem Toxicol 1998;36:249-278. 2. Andersen MB, Netterstrøm B. Bevidstløshed efter indtagelse af neglelakfjerner. Ugeskr Laeger 154;1992:3064. 112 3. Beattie CW, Gluckman MI, Corbin A. A comparison of γ-butyrolactone and pimozide on serum gonadotrophins and ovulation in the rat. Proc Soc Exp Biol Med 1976;15: 147-150. 4. CDC. US Centers for Disease Control and Prevention. Gamma hydroxy butyrate use - New York and Texas, 1995-1996. MMWR Morb Mortal Wkly Rep 1997;46:281-283. 5. CDC. US Centers for Disease Control and Prevention. Adverse events associated with ingestion of gamma-butyrolactone - Minnesota, New Mexico, and Texas, 1998-1999. JAMA 1999;281:979-980. 6. Chemie BG (ed). Toxicological evaluations. In: Potential Health Hazards of Existing Chemicals. Berlin, Heidelberg: Springer-Verlag 1990:133-153. 7. Debeljuk L, Diaz MD, Maines VM, Seilicovich A. Prolonged treatment with γ-aminobutyric acid (GABA)-mimetic substances in prepubertal male rats. Arch Androl 1983;10:239-243. 8. ECETOC. Strategy for skin notation. ECETOC Document 1993;31. 9. Engelsen J, Christensen HR. Gammahydroxybutyrat – en endogen substans og et nyt rusmiddel. Ugeskr Laeger 1999;161:6903-6907. 10. EPA. γ-Butyrolactone. U.S. EPA HPV Challenge Program Revised Submission. U.S. Environmental Protection Agency, 201-14672A, 2003. 11. Fung HL, Lettieri JT, Bochner R. Percutaneous butyrolactone absorption in rats. J Pharmaceut Sci 1979;68:1198-1200. 12. Gautheron P, Giroux J, Cottin M, Audegond L, Morilla A, Mayordomo-Blanco L, Tortajada A, Haynes G, Vericat JA, Pirovano R, Gillio Tos E, Hagemann C, Vanparys P, Deknudt G, Jacobs G, Prinsen M, Kalweit S, Spielmann H. Interlaboratory assessment of the bovine corneal opacity and permeability (BCOP) assay. Toxicol In Vitro 1994;8:381-392. 13. Herold AH, Sneed KB. Treatment of a young adult taking gamma-butyrolactone (GBL) in a primary care clinic. J Am Board Fam Pract 2002;15:161-163. 14. King RD, Srinivasan A. Prediction of rodent carcinogenicity bioassays from molecular structure using inductive logic programming. Environ Health Perspect 1996;104 Suppl 5:1031-1040. 15. Kohrs FP, Porter WH. γ-Hydroxybutyrate intoxication and overdose. Ann Emerg Med 1999;33:475-476. 16. Kronevi T, Holmberg B, Arvidsson S. Teratogenicity test of γ-butyrolactone in the Sprague- Dawley rat. Pharmacol Toxicol 1988;62:57-58. 17. Kubelka M, Motlik J, Schultz RM, Pavlok A. Butyrolactone I reversibly inhibits meiotic maturation of bovine oocytes, without influencing chromosome condensation activity. Biol Reproduct 2000;62:292-302. 18. Lee CR. Evidence for the ß-oxidation of orally administered 4-hydroxybutyrate in humans. Biochem Med 1977;17:284-291. 19. Lettieri J, Fung HL. Improved pharmacological activity via pro-drug modification: comparative pharmacokinetics of sodium γ-hydroxybutyrate and γ-butyrolactone. Res Commun Chem Pathol Pharmacol 1978;22:107-118. 20. Mickelsson K, Pettersson B. Gammabutyrolakton (GBL): Industrikemikalie och drog? Kartläggning av den industriella hanteringen av GBL i Sverige. Folkhälsoinstitutet, F-serie 2001;7:1-16. 21. NTP. Toxicology and carcinogenesis studies of γ-butyrolactone in F344/N rats and B6C3F1 mice. Technical report series No 406. Research Triangle Park, NC: US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program, 1992. 22. Otto FJ, Oldiges H. Entwicklung einer durchflußcytophotometrichen Methode für Mutagenitätsprüfungen an Keimzellen der Maus. Wissensch Umwelt 1986;1:15-30. 23. Persson SÅ, Eriksson A, Hallgren N, Eklund A, Berkowicz A, Druid H. GHB - farlig, beroendeframkallande och svårkontrollerad ”partydrog”. Läkartidningen 2001;98:4026-4035. 113 24. Piastra M, Barbaro R, Chiaretti A, Tempera A, Pulitanò S, Polidori G. Pulmonary oedema caused by ”liquid ecstasy” ingestion. Arch Dis Child 2002;86:302-303. 25. Rosenkranz HS. Computational toxicology and the generation of mechanistic hypotheses: γ- butyrolactone. SAR and QSAR in Environ Res 2001;12:435-444. 26. Shannon M, Quang LS. Gamma-hydroxybutyrate, gamma-butyrolactone, and 1,4-butanediol: A case report and review of the literature. Pediatr Emerg Care 2000;16:435-440. 27. Sieroslawska J. Pharmacologic properties of γ-aminobutyric acid and its derivatives. Arch Immunol Ther Exp 1965;13:70-126. 28. Søderlund E. The Nordic Expert Group for Criteria Documentation of Health Risks from Chemicals. 135. γ-Butyrolactone. Arbete och Hälsa 2004:7:1-49. Arbetslivsinstitutet, Stockholm. 29. Takizawa N, Tanaka M, Liu Z, Koriyama Y, Matsukawa T, Kato S. A dissociation of γ- butyrolactone-induced absence seizure and CRE- and AP-1 DNA-binding activities in the developing rat brain. Neurosci Res 2003;45:483-490. 30. Tennant RW, Spalding J, Stasiewicz S, Ashby J. Prediction of the outcome of rodent carcinogenicity bioassays currently being conducted on 44 chemicals by the National Toxicology Program. Mutagenesis 1990;5:3-14. 31. Topham JC. Evaluation of some chemicals by the sperm morphology assay. In: de Serres FJ, Ashby J, eds. Evaluation of short-term tests for carcinogens. Report of the International Collaborative Program. Progress in mutation research. Vol 1. Amsterdam: Elsevier science publishers, 1981:718-720. 32. Ursin C, Hansen CM, Van Dyk JW, Jensen PO, Christensen IJ, Ebbehoej J. Permeability of commercial solvents through living human skin. Am Ind Hyg Assoc J 1995;56:651-660. 33. Vayer P, Mandel P, Maitre M. Conversion of γ-hydroxybutyrate to γ-aminobutyrate in vitro. J Neurochem 1985;45:810-814. 114 Sammanfattning Montelius J (ed). Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden. 25. Arbete och Hälsa 2004:16:1-121. Arbetslivsinstitutet, Stockholm. Sammanställningar baserade på kritisk genomgång och värdering av de vetenskapliga fakta, vilka är relevanta som underlag för fastställande av hygieniskt gränsvärde. Volymen omfattar de underlag som avgivits från Kriteriegruppen för hygieniska gränsvärden under perioden juli 2003 – juni 2004. Nyckelord: γ-Butyrolakton, 4,4´-Diamino-3-3´-diklorofenylmetan, GBL, Hygieniskt gränsvärde, Kobolt, Koboltföreningar, MOCA, Nikotin, Riskvärdering, SMF, Syntetiska oorganiska fibrer, Tenn, Tennföreningar, Toxikologi, Vetenskapligt underlag. Summary Montelius J (ed). Scientific Basis for Swedish Occupational Standards. 25. Arbete och Hälsa 2004:16:1-121. National Institute for Working Life, Stockholm. Critical review and evaluation of those scientific data which are relevant as a background for discussion of Swedish occupational exposure limits. This volume consists of the consensus reports given by the Criteria Group at the Swedish National Institute of Occupational Health from July, 2003 through June, 2004. Key Words: Cobalt, Cobalt compounds, γ-Butyrolactone, GBL, 4,4'-methylene-bis(2- chloroaniline, MOCA, Nicotine, Occupational exposure limit (OEL), Risk assessment, Scientific basis, SMF, Synthetic mineral fibers, Tin, Tin compounds, Toxicology. An English version "Scientific Basis for Swedish Occupational Standards XXV" will be published in Arbete och Hälsa 2005. 115 BILAGA Publicerade vetenskapliga underlag i denna och tidigare volymer Ämne Godkänd Publicerad datum i AoH (nr) Acetaldehyd 1987-02-17 1987:38 (8) Acetamid 1991-12-11 1992:46 (13) Aceton 1987-10-20 1988:31 (9) Acetonitril 1989-09-12 1991:7 (11) Akrylamid 1991-04-17 1992:2 (12) Akrylater 1984-09-12 1985:31 (6) Akrylnitril 1987-04-28 1987:38 (8) Alifatiska aminer 1982-08-25 1983:35 (4) Alifatiska monoketoner 1990-09-05 1992:2 (12) Alkaner, C10-C15 1983-06-01 1983:35 (4) Allylalkohol 1986-09-09 1987:38 (8) Allylamin 1983-08-25 1983:35 (4) Allylklorid 1989-06-06 1989:31 (10) Aluminium 1982-04-21 1982:23 (3) reviderat 1994-09-14 1995:18 (16) p-Aminoazobensen 1980-02-29 1981:19 (1) Ammoniak 1987-04-28 1987:38 (8) Amylacetat 1983-03-23 1983:35 (4) reviderat 2000-06-14 2000:21 (21) Anilin 1988-10-26 1989:31 (10) Antimon 1999-12-8 2000:21 (21) Antrakinon 1987-11-26 1988:31 (9) Arsenik, oorganisk 1980-12-09 1982:8 (2) reviderat 1984-02-15 1984:43 (5) Arsin 1987-10-20 1988:31 (9) Asbest 1981-10-21 1982:23 (3) Barium 1987-06-16 1987:38 (8) reviderat 1994-01-26 1994:29 (15) Bensen 1981-03-04 1982:8 (2) eviderat 1988-02-24 1988:31 (9) Bensoylperoxid 1985-02-13 1985:31 (6) Beryllium 1984-04-25 1984:43 (5) Bly, oorganiskt 1980-02-29 1981:19 (1) reviderat 1990-09-05 1992:2 (12) Bomullsdamm 1986-02-14 1986:34 (7) Bornitrid 1993-01-27 1993:36 (14) Borsyra, Borax 1982-10-06 1983:35 (4) Butadien 1985-10-23 1986:34 (7) 1-Butanol 1981-06-17 1982:23 (3) Butanoler 1984-06-06 1984:43 (5) Butylacetat 1984-06-06 1984:43 (5) Butylacetater 1998-02-11 1998:24 (19) Butylamin 1982-08-25 1983:35 (4) Butylglykol 1982-10-06 1983:35 (4) γ-Butyrolakton 2004-06-02 2004:16 (25) Cyanamid 1998-09-30 1999:25 (20) 116 Cyanoakrylater 1997-03-05 1997:24 (18) Cyanväte 2001-02-07 2001:19 (22) Cykloalkaner, C5-C15 1984-04-25 1984:43 (5) Cyklohexanon 1982-03-10 1982:23 (3) reviderat 1999-02-24 1999:25 (20) Cyklohexanonperoxid 1985-02-13 1985:31 (6) Cyklohexylamin 1990-02-07 1991:7 (11) Desfluran 1998-05-27 1998:24 (19) Diacetonalkohol 1988-12-14 1989:31 (10) 4,4´-diamino-3-3´-diklorofenylmetan 2004-02-04 2004:16 (25) 1,2-Dibrom-3-klorpropan 1979-05-30 1981:19 (1) Dicyklopentadien 1994-03-23 1994:29 (15) Dieselavgaser 2002-12-04 2003:15 (24) Dietanolamin 1991-09-04 1992:46 (13) Dietylamin 1982-08-25 1983:35 (4) 2-Dietylaminoetanol 1995-01-25 1995:18 (16) Dietylenglykol 1992-09-16 1993:36 (14) Dietylenglykoletyleter + acetat 1996-12-11 1997:24 (18) Dietylenglykolmetyleter + acetat 1996-03-13 1996:24 (17) Dietylenglykolmonobutyleter 1995-01-25 1995:18 (16) Dietylentriamin 1982-08-25 1983:35 (4) reviderat 1995-01-25 1995:18 (16) Difenylamin 1995-01-25 1995:18 (16) 4,4'- Difenylmetandiisocyanat (MDI) 1981-04-08 1982:8 (2) reviderat 2001-05-30 2001:19 (22) Diisocyanater 1981-04-08 1982:8 (2) reviderat 1988-04-27 1988:31 (9) Diisopropylamin 1990-02-07 1991:7 (11) Diklorbensener 1998-02-11 1998:24 (19) Diklordifluormetan 1982-06-02 1982:23 (3) 1,2-Dikloretan 1980-02-29 1981:19 (1) Diklormetan 1980-02-29 1981:19 (1) Dikumylperoxid 1985-02-13 1985:31 (6) Dikväveoxid 1981-12-09 1982:23 (3) N,N-Dimetylacetamid 1994-03-23 1994:29 (15) Dimetyladipat 1998-12-09 1999:25 (20) Dimetylamin 1997-12-10 1998:24 (19) N,N-Dimetylanilin 1989-12-12 1991:7 (11) Dimetyldisulfid 1986-09-09 1987:38 (8) Dimetyleter 1994-09-14 1995:18 (16) Dimetyletylamin 1991-06-12 1992:2 (12) Dimetylformamid 1983-03-23 1983:35 (4) Dimetylglutarat 1998-12-09 1999:25 (20) Dimetylhydrazin 1993-01-27 1993:36 (14) Dimetylsuccinat 1998-12-09 1999:25 (20) Dimetylsulfid 1986-09-09 1987:38 (8) Dimetylsulfoxid, DMSO 1991-12-11 1992:46 (13) Dinitrotoluen 1991-04-17 1992:2 (12) Dioxan 1982-08-25 1983:35 (4) reviderat 1992-03-04 1992:46 (13) Dipropylenglykol 1993-05-26 1993:36 (14) Dipropylenglykolmonometyleter 1990-12-12 1992:2 (12) Disulfiram 1989-10-31 1991:7 (11) Enzymer, industriella 1996-06-05 1996:24 (17) Etanolamin 1991-09-05 1992:46 (13) Etanolånga 1990-05-30 1991:7 (11) 117 Eten (Etylen) 1996-12-11 1997:24 (18) Etylacetat 1990-03-28 1991:7 (11) Etylamin 1982-08-25 1983:35 (4) Etylamylketon 1990-09-05 1992:2 (12) Etylbensen 1986-12-16 1987:38 (8) Etylendiamin 1982-08-25 1983:35 (4) Etylenglykol 1981-10-21 1982:23 (3) Etylenglykoldinitrat 1985-02-13 1985:31 (6) Etylenglykolmetyleter + acetat 1999-06-02 1999:25 (20) Etylenglykolmonoisopropyleter 1994-11-16 1995:18 (16) Etylenglykolmonopropyleter + acetat 1993-09-15 1994:29 (15) Etylenklorid 1980-02-29 1981:19 (1) Etylenoxid 1981-12-09 1982:23 (3) Etylentiourinämne 2000-09-27 2001:19 (22) Etyleter 1993-01-27 1993:36 (14) Etylglykol 1982-10-06 1983:35 (4) Etylklorid 1991-12-11 1992:46 (13) Fenol 1985-02-13 1985:31 (6) Ferbam 1989-09-12 1991:7 (11) Fluorväte 1984-04-25 1984:13 (5) Formaldehyd 1979-05-30 1991:7 (1) reviderat 1982-08-25 1983:35 (4) Formamid 1989-12-12 1991:7 (11) Fosforklorider 1998-09-30 1999:25 (20) Fosforoxider 1998-02-11 1998:24 (19) Fotogen 1988-02-24 1988:31 (9) Freoner 1982-06-02 1982:23 (3) Ftalater 1982-12-08 1983:35 (4) Ftalsyraanhydrid 1989-09-12 1991:7 (11) Furfural 1984-04-25 1984:43 (5) Furfurylalkohol 1985-02-13 1985:31 (6) Gallium 1995-01-25 1995:18 (16) Glutaraldehyd 1998-09-25 1999:25 (20) Glykoletrar 1982-10-06 1983:35 (4) Glyoxal 1995-09-13 1996:24 (17) Grafit 1997-12-10 1998:24 (19) Halotan 1985-04-25 1985:31 (6) 2-Heptanon 1990-09-05 1992:2 (12) 3-Heptanon 1990-09-05 1992:2 (12) Hexakloretan 1993-09-15 1994:29 (15) Hexametylendiisocyanat (HDI) 1981-04-08 1982:8 (2) reviderat 2001-05-30 2001:19 (22) Hexametylentetramin 1982-08-25 1983:35 (4) n-Hexan 1982-01-27 1982:23 (3) 2-Hexanon 1990-09-05 1992:2 (12) Hexylenglykol 1993-11-17 1994:29 (15) Hydrazin 1992-05-13 1992:46 (13) Hydrokinon 1989-10-31 1991:7 (11) Indium 1994-03-23 1994:29 (15) Industriella enzymer 1996-06-05 1996:24 (17) Isocyansyra (ICA) 2001-12-05 2002:18 (23) Isoforon 1991-02-20 1992:2 (12) Isoforondiisocyanat 1981-04-08 1982:8 (2) Isopropanol 1981-12-09 1982:23 (3) 118 Isopropylamin 1990-02-07 1991:7 (11) Isopropylbensen 1982-06-02 1982:23 (3) Isopropylglykol 1994-11-16 1995:18 (16) Järndimetylditiokarbamat 1989-09-12 1991:7 (11) Kadmium 1980-01-18 1981:19 (1) reviderat 1984-02-15 1984:43 (5) reviderat 1992-05-13 1992:46 (13) reviderat 2003-02-05 2003:15 (24) Kalciumhydroxid 1999-02-24 1999:25 (20) Kalciumnitrid 1993-01-27 1993:36 (14) Kalciumoxid 1999-02-24 1999:25 (20) Kaliumaluminiumfluorid 1997-06-04 1997:24 (18) Kaliumcyanid 2001-02-07 2001:19 (22) Kaliumdikromat 2000-05-24 2000:21 (21) Kaliumhydroxid 2000-03-15 2000:21 (21) Kaprolaktam 1989-10-31 1991:7 (11) Katekol 1991-09-04 1992:46 (13) Klor 1980-12-09 1982:8 (2) Klorbensen 1992-09-16 1993:36 (14) reviderat 2003-04-02 2003:15 (24) o-Klorbensylidenmalononitril 1994-06-01 1994:29 (15) Klordifluormetan 1982-06-02 1982:23 (3) Klordioxid 1980-12-09 1982:8 (2) Klorfenoler 1985-09-04 1986:34 (7) Klorkresol 1990-12-12 1992:2 (12) Kloropren 1986-04-16 1986:34 (7) Kobolt 1982-10-27 1983:25 (4) reviderat 2003-10-22 2004:16 (25) Kolmonoxid 1981-12-09 1982:23 (3) Koppar 1981-10-21 1982:23 (3) Kreosot 1988-10-26 1989:31 (10) Kresol 1998-02-11 1998:24 (19) Krom 1979-12-14 1981:19 (1) reviderat 1993-05-25 1993:36 (14) reviderat 2000-05-24 2000:21 (21) Kromtrioxid 2000-05-24 2000:21 (21) Kumen 1982-06-02 1982:23 (3) Kvarts 1996-03-13 1996:24 (17) Kvicksilver, oorganiskt 1984-05-25 1984:43 (5) Kväveoxider 1985-12-11 1986:34 (7) Litium med föreningar 2003-06-04 2003:15 (24) Lacknafta 1986-12-16 1987:38 (8) Laktater 1995-03-29 1995:18 (16) Laktatestrar 1999:06-02 1999:25 (20) Litiumbornitrid 1993-01-27 1993:36 (14) Litiumnitrid 1993-01-27 1993:36 (14) Lustgas 1981-12-09 1982:23 (3) Lösningsmedelsblandning, neurotoxicitet 1985-04-25 1985:31 (6) Maleinsyraanhydrid 1989-09-12 1991:7 (11) Mangan 1983-02-15 1983:35 (4) reviderat 1991-04-17 1992:2 (12) reviderat 1997-06-04 1997:24 (18) Mesityloxid 1983-05-04 1983:35 (4) Metakrylater 1984-09-12 1985:31 (6) 119 Metanol 1985-04-25 1985:31 (6) Metylamin 1982-08-25 1983:35 (4) Metylamylalkohol 1993-03-17 1993:36 (14) Metylbromid 1988-04-27 1988:31 (9) 4,4´-Metylenbis(2-kloroanilin) (MOCA) 2004-02-04 2004:16 (25) 4,4'Metylendianilin 1987-06-16 1987:38 (8) reviderat 2001-10-03 2002:18 (23) Metylenklorid 1980-02-29 1981:19 (1) Metyletylketon 1985-02-13 1985:31 (6) Metyletylketonperoxid 1985-02-13 1985:31 (6) Metylformiat 1989-12-12 1991:7 (11) Metylglykol 1982-10-06 1983:35 (4) Metylisoamylketon 1990-09-05 1992:2 (12) reviderat 2002-02-06 2002:18 (23) Metylisocyanat (MIC) 2001-12-05 2002:18 (23) Metyljodid 1979-05-30 1981:19 (1) Metylklorid 1992-04-03 1992:46 (13) Metylkloroform 1981-03-04 1982:8 (2) Metylmerkaptan 1986-09-09 1987:38 (8) Metylmetakrylat 1993-03-17 1993:36 (14) Metylpyrrolidon 1987-06-16 1987:38 (8) α–Metylstyren 2000-11-01 2001:19 (22) Metyl-t-butyleter 1987-11-26 1988:31 (9) reviderat 1998-09-30 1999:25 (20) Mjöldamm 1997-12-10 1998:24 (19) Molybden 1982-10-27 1983:35 (4) Monoklorbensen 1992-09-16 1993:36 (14) Monoklorättiksyra 1991-02-20 1992:2 (12) Monometylhydrazin 1992-04-03 1992:46 (13) Mononitrotoluen 1991-02-20 1992:2 (12) Monoterpener, några 1987-02-17 1987:38 (8) Morfolin 1982-12-08 1983:35 (4) reviderat 1996-06-05 1996:24 (17) Myrsyra 1988-06-15 1988:31 (9) Naftalen 1998-05-27 1998:24 (19) Natriumcyanid 2001-02-07 2001:19 (22) Natriumhydroxid 2000-08-24 2000:21 (21) Naturliga kristallina fibrer (utom asbest) 1991-06-12 1992:2 (12) Nickel 1982-04-21 1982:23 (3) Nikotin 2004-06-02 2004:16 (25) Nitroetan 1989-04-04 1989:31 (10) Nitroglycerin 1985-02-13 1985:31 (6) Nitroglykol 1985-02-13 1985:31 (6) Nitrometan 1989-06-06 1989:31 (10) Nitropropan 1986-10-28 1987:38 (8) 2-Nitropropan 1995-03-29 1995:18 (16) N-Nitrosoföreningar 1990-12-12 1992:2 (12) Nitrosomorfolin 1982-12-08 1983:35 (4) Nitrotoluen 1991-02-20 1992:2 (12) Oljedimma 1981-04-08 1982:8 (2) Organiska syraanhydrider, några 1989-09-12 1991:7 (11) Oxalsyra 1988-02-24 1988:31 (9) Ozon 1987-04-28 1987:38 (8) Pappersdamm 1990-02-07 1991:7 (11) Pentaerytritol 1994-09-14 1995:18 (16) 120 1,1,1,2,2-Pentafluoretan 1999-02-24 1999:25 (20) Pentylacetat 2000-06-14 2000:21 (21) Peroxider, organiska 1985-02-13 1985:31 (6) Piperazin 1984-09-12 1985:31 (6) Plastdamm, vissa 1986-12-16 1987:38 (8) Platina 1997-06-04 1997:24 (18) Polyaromatiska kolväten 1984-02-15 1984:43 (5) Polyisocyanater 1988-04-27 1988:31 (9) Propen 1995-09-13 1996:24 (17) Propionsyra 1987-11-26 1988:31 (9) Propylacetat 1994-09-14 1995:18 (16) Propylenglykol 1984-06-06 1984:43 (5) Propylenglykolmonometyleter 1986-10-28 1987:38 (8) Propylenglykoldinitrat 1983-05-04 1983:35 (4) Propylenoxid 1986-06-11 1986:34 (7) Pyridin 1992-05-13 1992:46 (13) Resorcinol 1991-09-04 1992:46 (13) Selen 1985-12-11 1986:34 (7) reviderat 1993-02-22 1993:36 (14) Sevofluran 1998-05-27 1998:24 (19) Silver 1986-10-28 1987:38 (8) Spannmålsdamm 1988-12-14 1989:31 (10) Stearater, några 1993-11-17 1994:29 (15) Stearater, metall-, några 1993-09-15 1994:29 (15) Stenkolsdamm 1986-09-09 1987:38 (8) Strontium 1994-01-26 1994:29 (15) Styren 1980-02-29 1981:19 (1) reviderat 1989-10-31 1991:7 (11) Svaveldioxid 1985-04-25 1985:31 (6) Svavelväte 1983-05-04 1983:35 (4) Syntetiska oorganiska fibrer 1981-03-04 1982:8 (2) reviderat 1987-12-01 1988:31 (9) reviderat 2003-12-03 2004:16 (25) Syntetiska organiska och oorganiska fibrer 1990-05-30 1991:7 (11) Talk, damm 1991-06-12 1992:2 (12) Tenn med oorganiska föreningar 2003-10-22 2004:16 (25) Terpener, vissa mono- 1987-02-17 1987:38 (8) Tetrabrometan 1990-05-30 1991:7 (11) 1,1,1,2-Tetrafluoretan 1995-03-29 1995:18 (16) Tetrahydrofuran 1989-10-31 1991:7 (11) Tetrakloretan 1997-06-04 1997:24 (18) Tetrakloretylen 1980-02-29 1981:19 (1) Tetranitrometan 1989-04-04 1989:31 (10) Tioglykolsyra 1994-06-01 1994:29 (15) Tiourinämne 1987-12-01 1988:31 (9) reviderat 1999-06-02 1999:25 (20) Titandioxid 1989-12-21 1989:31 (10) Tiuramer, vissa 1989-10-31 1991:7 (11) Toluen 1980-02-29 1981:19 (1) reviderat 2002-02-06 2002:18 (23) Toluen-2,4-diamin 2000-11-01 2001:19 (22) Toluen-2,6-diamin 2000-11-01 2001:19 (22) Toluen-2,4-diisocyanat 1981-04-08 1982:8 (2) reviderat 2001-05-30 2001:19 (22) 121 Toluen-2,6-diisocyanat 1981-04-08 1982:8 (2) reviderat 2001-05-30 2001:19 (22) Trietanolamin 1982-08-25 1983:35 (4) reviderat 2002-10-23 2003:15 (24) Trietylamin 1984-12-05 1985:31 (6) 1,1,1-Trifluoretan 1999-02-24 1999:25 (20) 1,1,1-Trikloretan 1981-03-04 1982:8 (2) Trikloretylen 1979-12-14 1981:19 (1) Triklorfluormetan 1982-06-02 1982:23 (3) Triklorbensener 1992-09-16 1993:36 (14) 1,1,2-Triklor-1,2,2-trifluormetan 1982-06-02 1982:23 (3) Trimellitsyraanhydrid 1989-09-12 1991:7 (11) Trimetylolpropan 1994-11-16 1995:18 (16) Trinitrotoluen 1991-04-17 1992:8 (12) Trädamm 1981-06-17 1982:8 (2) reviderat 2000-06-25 2000:21 (21) Vanadin 1983-03-15 1983:35 (4) Vinylacetat 1989-06-06 1989:31 (10) Vinyltoluen 1990-12-12 1992:2 (12) Vätebromid 1998-02-11 1998:24 (19) Vätefluorid 1984-04-25 1984:43 (5) Väteperoxid 1989-04-04 1989:31 (10) Xylen 1980-02-29 1981:19 (1) Zink 1982-04-21 1982:23 (3) Zinkdimetylditiokarbamat 1989-09-12 1991:7 (11) Zinkkromat 2000-05-24 2000:21 (21) Ziram 1989-09-12 1991:7 (11) Ättiksyra 1988-06-15 1988:31 (9) Insänt för publicering december 2004