arbete och hälsa | vetenskaplig skriftserie isbn 91-7045-663-1 issn 0346-7821 http://www.niwl.se/ a nr 2002:18 Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden 23 Kriteriegruppen för hygieniska gränsvärden Ed. Johan Montelius ARBETE OCH HÄLSA Redaktör: Staffan Marklund Redaktion: Mikael Bergenheim, Anders Kjellberg, Birgitta Meding, Bo Melin, Gunnar Rosén och Ewa Wigaeus Tornqvist © Arbetslivsinstitutet & författare 2002 Arbetslivsinstitutet, 112 79 Stockholm ISBN 91–7045–663–1 ISSN 0346–7821 http://www.niwl.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.niwl.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 Arbetsmiljöverket. Kriteriegruppen skall inte föreslå något gränsvärde men så långt möjligt ange dos-respons- resp. dos-effekt-samband samt ange den kritiska effekten vid exponering 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 23:e omgången underlag som publiceras och de har godkänts i Kriteriegruppen under perioden juli 2001 till och med juni 2002. Dessa och tidigare publicerade underlag redovisas i bilaga (sid 57). Johan Högberg Johan Montelius Ordförande Sekreterare Kriteriegruppen har följande sammansättning (juni 2002) Maria Albin Yrkes- och Miljömedicin, Universitetssjukhuset, Lund Olav Axelson Yrkes- och Miljömedicin, Universitetssjukhuset, Linköping Sture Bengtsson Industrifacket Sven Bergström LO Anders Boman Yrkes- och Miljödermatologi, Norrbacka, Stockholm Christer Edling Arbets- och Miljömedicin, Akademiska sjukhuset, Uppsala Sten Flodström Kemikalieinspektionen Lars Erik Folkesson Metallindustriarbetareförbundet 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 Bengt Sjögren Institutet för Miljömedicin, Karolinska Institutet Kerstin Wahlberg Observatör Arbetsmiljöverket Olof Vesterberg Arbetslivsinstitutet Robert Wålinder Observatör Arbetsmiljöverket Innehåll Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden: 4,4´-Metylendianilin (MDA)1 1 Metylisocyanat (MIC) och Isocyansyra (ICA)2 15 Metylisoamylketon 3 29 Toluen4 34 Sammanfattning 56 Summary 56 Bilaga: Publicerade vetenskapliga underlag i denna och 57 tidigare volymer 1 Utkast av Minna Tullberg, Karolinska Institutet, Institutionen för Mikrobiologi, Patologi och Immunologi, Avdelningen för Patologi, Huddinge Universitetssjukhus, Sverige. 2 Utkast av Kerstin Engström, Åbo regioninstitut för arbetshygien, Finland; Jyrki Liesivuori, Finska Arbetsmiljöinstitutet, Kuopio, Finland. 3 Utkast av Birgitta Lindell, Arbetshälsoenheten, Arbetslivsinstitutet, Sverige. 4 Utkast av Grete Östergaard, Institut for Fødevaresikkerhed og Ernæring, Fødevaredirektoratet, Søborg, Danmark. 1Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden 4,4´-Metylendianilin (MDA) 2001-10-03 Underlaget uppdaterar tidigare vetenskapligt underlag från 1987 (36). Kemiska-fysikaliska data. Användning CAS nr: 101-77-9 Synonymer: 4,4´-diaminodifenylmetan, bis-(4-aminofenyl)-metan, 4,4´-metylenbisanilin, 4-(4-aminobensyl)-anilin Summaformel: C13H14N2 Strukturformel: Molvikt: 198,27 Kokpunkt: 398-399°C Smältpunkt: 91,5-92°C Ångtryck: 1,2 kPa (9 mmHg) vid 232°C beräknat 1,33 x 10-7 kPa (1 x 10-6 mmHg) vid 20°C (16) Löslighet: 0,1 g/100 g vatten Fördelningskvot: logPoktanol/vatten =1,6 (22) Ren 4,4´-metylendianilin (MDA) är vid rumstemperatur ett kristallint pulver med en svag amindoft. Det är lättlösligt i alkohol, bensen och eter men mindre lösligt i vatten (1). Teknisk MDA är i vätskeform med en vanlig sammansättning av: 4,4´- MDA 60%, MDA-polymerer 36%, 2,4´-MDA 3,5%, 2,2´-MDA < 0,1%, vatten < 300 ppm, anilin < 100 ppm. MDA används vid tillverkning av olika polymerer och plaster. Störst mängd används vid framställning av metylendifenyldiisocyanat (MDI) och polyiso- cyanater i slutna system för vidare produktion av polyuretan. MDA tillsätts också som antioxidant i gummi och som härdare till epoxiprodukter och neoprene. Mindre användningsområden är/var i rostskyddsmedel och i azo-färgämnen för läder och hår (36). CH2NH2 NH2 2Yrkesexponering sker huvudsakligen under produktion av MDA eller poly- merer. Dock har man uppmätt utsläpp av MDA och MDI också under bruk av färdiga produkter såsom från upphettat polyuretanskum (12, 25, 38). MDA och metaboliter har påvisats i hydrolyserad urin och plasma från arbetare exponerade för MDI och därigenom ger exponering för MDI potentiell MDA-exponering (50). Personlig exponering för MDA i luft mäts med hjälp av provtagare med syra- behandlat glasfiberfilter följt av vätskekromatografisk analys (16). Upptag, biotransformation, utsöndring, biologisk exponeringsmätning Upptag MDA i rumstemperatur förekommer väsentligen endast som aerosol och kan tas upp via andningsvägar, hud och magtarmkanalen. Yrkesexponering av MDA sker främst via hud och andningsvägar (9). Flera rapporter beskriver hudupptag som den huvudsakliga exponeringsvägen (7, 8, 37). En studie redogör för flera fall av MDA-inducerad hepatit i en plastfabrik under åren 1966-1972. Problemen med den dåliga arbetsmiljön uppmärksammades och 1971 använde arbetarna hjälmar med separat luftintag och MDA-koncentrationen i luften var låg. Rapporterade lufthalter var 1,6-4,4 µg/m3 utanför hjälmen och 0,6 µg/m3 inuti hjälmen. Trots dessa förbättringar inträffade ytterligare fall med leverskador 1971-1972. Samtliga arbetare drabbade av hepatit hade knådat MDA-innehållande plastmassa endast skyddade med bomullshandskar och de hade händerna i plastmassan flera timmar per dag. Arbetare med andra uppgifter på arbetsplatsen var opåverkade (37). Brunmark et al. undersökte kvantitativa hudupptag på 5 försökspersoner, som fick 0,75-2,25 µmol MDA i isopropanol med lapptest-teknik. Ett genomsnittligt upptag på 28% beräknades efter analys av återstoden av MDA i lapptestkammaren efter 1 timmes exponering (6). Baserat på denna undersökning blir upptagshastigheten 0,24 µg/cm2/h. Biotransformation Biotransformation har visats viktig för akut toxicitet, genotoxicitet och eli- minering av MDA (2, 6, 27, 31). Ett flertal metaboliter och några få MDA- metaboliserande enzymer har identifierats men kartläggningen av MDA- metabolismen är långt ifrån komplett. N-acetyl-MDA identifierades som den huvudsakliga metaboliten i urin från exponerade arbetare (8). MDA och acetyl-MDA har också påvisats som hemo- globin-addukter (47). Valinaddukter i hemoglobin isolerades för att identifiera de genotoxiskt reaktiva intermediärerna av MDA. En valinaddukt till hemoglobin identifierades och den reaktiva intermediären föreslås vara 1-[(4-imino-2,5- cyklohexadien-1-yliden)-metyl]-4-aminobensen (31). Cytokrom P450-systemet har visats vara inblandat och flera reaktiva intermediärer har identifierats (2, 27), se figur 1. MDA-behandling av råttor ger ökad enzymaktivitet i levern (57). 3Viktigt att ha i åtanke är också möjligheten att MDI hydrolyseras till MDA in vivo. Råttor exponerades för aerosol av MDI i 3-12 månader. Trots att inget MDA detekterades i exponeringskammaren, identifierades MDA och acetyl-MDA i råttornas urin och de motsvarande hemoglobinaddukterna i deras blod (50). MDA och acetyl-MDA detekterades också i urin och som hemoglobinaddukter i blod på arbetare som endast exponerats för MDI (47). Dock innebär analysmetoden en hydrolys av plasma respektive urin vilket innebär att MDI kan omvandlas till MDA under upparbetningen av proverna. Figur 1 sammanfattar föreslagna metabolismvägar för MDA. En undersökning av eliminations- och absorptionskinetik på 5 försökspersoner exponerade för 0,75-2,25 µmol MDA på huden i 1 timme visade att plasma- CH2NH2 NH2 CHNH2 NH NH2 CH2CH3CONH NH2 CH2NH2 NO CH2N NH2 NH2CH2N CH2OCN NCO MDI MDA OH CH2 N H CH2N NH2 NH2 O CH2N Figur 1. Föreslagen metabolism av MDA. Referenser inom parentes. CytP450, cytokrom P450 monoxidas; Hb, hemoglobin. Hb-addukter hydrolys (50) Peroxidas (31) O-glukuronidering N-glukuronidering N-sulfatering oxidering O-, N-glukuronidering kondensering oxidering CytP450 N-Acetyltransferas (27) (8) ? 4koncentrationen var som högst efter 3-7 timmar och den beräknade halverings- tiden under eliminationsfasen var 9-19 timmar. De högsta nivåerna i urin sågs 6- 11 timmar efter exponering och halveringstiden var 4-11 timmar (6). En liknande studie gjord på arbetare exponerade för upphettat polyuretanskum visade betydligt längre eliminationstider. Halveringstiden i plasma bestämdes till 10-22 dygn och i urin till 59-73 timmar (13). Observationen att halveringstiden i eliminationsfasen var kortare i urin än i plasma i dessa båda studier kan förklaras av att MDA troligen föreligger i minst två kompartment med olika halveringstider, t.ex. fritt och proteinbundet MDA, alternativt att observationstiden varit för kort. Utsöndring MDA utsöndras både i urin och avföring (16). Fördelningen mellan utsöndrings- vägarna varierar i olika studier beroende på djurslag och administrationssätt av MDA (16). Det finns inga kompletta data från mänsklig exponering. Emellertid rappor- terade Brunmark et al. att endast 16% av absorberat MDA utsöndras i urinen inom 50 timmar efter exponering och efter längre tid var MDA-halterna i urin ej detek- terbara. Författarna föreslog därför att MDA även utsöndras och metaboliseras på andra sätt samt upplagras i kroppen (6). Biologisk exponeringsmätning Eftersom hudupptag står för en stor del av det totala upptaget har det utvecklats metoder för biologisk exponeringsmätning. Dessa är gaskromatografisk-mass- spektrofotometrisk analys av MDA och acetyl-MDA i urin (7), plasma (13) eller som hemoglobinaddukter i blod (50). Analys av MDA-koncentration i urin lämpar sig för att bedöma exponering under ett arbetspass, men flera mätningar post-skift och pre-skift behövs för att få tillförlitliga resultat (6, 12). För att bedöma längre tids exponering har en metod utarbetats för kvantitativ analys av MDA och acetyl- MDA i hemoglobinaddukter (47, 50). Arbetare exponerade för låga nivåer av MDA eller MDI undersöktes och visade (efter hydrolys) acetyl-MDA och MDA i urin och blod hos flertalet arbetare. I de flesta fall var luftkoncentrationen under detektionsgränsen och biologisk exponeringsmätning föreslås som en känslig metod för att bedöma MDA- och MDI-exponering (47, 50). För att kunna identifiera hög exponering under enstaka arbetspass och kvantitativt bedöma längre tids exponering föreslås mätningar av MDA i både blod och urin (47). Denna metod kan dock inte skilja MDI-exponering från MDA-exponering. Toxiska effekter Humandata Ett flertal incidenter med MDA-förgiftning har rapporterats både efter oralt intag av kontaminerat bröd eller dryck och efter yrkesexponering genom hud eller via inhalation. I samtliga fall är mängden upptaget MDA okänd. Oavsett om upptaget skett via hud, föda eller inandning har leverpåverkan beskrivits (3, 5, 32, 33, 37, 44, 53). I en retrospektiv studie undersöktes 12 fall av kemisk hepatit som 5inträffade 1966-1972 på en plastfabrik där arbetarna tillverkade isolering bestå- ende av bland annat MDA. Arbetarna knådade ihop en plastmassa med händerna och insjuknade efter totalt 1-3 veckors arbete på fabriken, men 1-2 dagar efter att de börjat arbetet med plastmassan. Samtliga 12 hade gulsot och mörk urin. 5 utvecklade dessutom hudutslag. I rapporten påpekas att andra arbetare med samma arbetsuppgift inte insjuknade och att olika exponeringar eller känslighet för MDA var möjliga orsaker till skillnaderna i risk att insjukna (37). En annan fallrapport beskriver golvläggare som insjuknat med magsmärtor och gulsot. De använde MDA som härdare till ett epoxilim som de blandade på plats (3). En tredje studie beskriver yrkesexponering på en kemisk industri där stora kvantiteter av MDA användes. En ung man blev exponerad för MDA när luft- filtreringssystemet gick sönder och MDA sprutade ut i luften som gult damm. När systemet reparerades tog mannen lunchpaus och tog av sig övre delen av skyddsoverallen och hade endast kortärmad tröja på överkroppen. Han fick förutom magsmärtor, hudutslag och hepatit även myokardiopati (5). Ytterligare en studie beskriver en man som druckit en okänd mängd MDA löst i kaliumkarbonat och butyrolakton. Han fick synrubbningar förutom gulsot och övergående hjärtbesvär. 18 månader efter olyckan hade han fortfarande nedsatt syn (44). Den mest anmärkningsvärda incidenten av förgiftning skedde 1965 i samhället Epping i Storbritannien där 84 personer fick gulsot m.fl. symptom efter att ha ätit bröd kontaminerat med MDA (32). Gulsoten varade i 1,5-4 månader och patien- terna mådde dåligt ytterligare flera veckor efter att tecknen på gulsot försvunnit. Leverbiopsier visade portal inflammation, eosinofil infiltration, gallgångsin- flammation, gallstas och olika grader av levercellsskada (33). Alla tillfrisknade dock utan ytterligare komplikationer inom ett år från förgiftningstillfället (33). Baserat på en analys av ett stycke kontaminerat bröd bedömdes den totala dosen vara omkring 3 mg/kg kroppsvikt. Emellertid framhölls att detta värde är mycket osäkert eftersom endast en skiva bröd analyserades och det framgick att MDA var ojämnt fördelat i det kontaminerade mjölet, analysmetoden kan antas ha varit otillförlitlig och individernas totala intag av bröd var okänt (20, 32). Hud Direktkontakt med MDA ger gulfärgning av hud, naglar och hår (10) och flera studier visar att MDA är ett kontaktallergen. Flera fallstudier beskriver positiva reaktioner efter lapptest med MDA, men det är osäkert om MDA inducerade överkänsligheten eller om de positiva reaktionerna beror på korsreaktion mot liknande para-aminoföreningar (4, 16, 18, 28, 45). Dock tyder studier från Von Gailhofer och Kanerva på att MDA ger upphov till hudsensibilisering. Von Gailhofer och Ludvan (18) fann att 39 av 202 patienter reagerade positivt endast mot MDA och deras data tyder på att arbetare i kemiska laboratorier löper högre risk att få kontaktallergi mot MDA. Kanerva och medarbetare (28) visade att MDA var det näst vanligaste kontaktallergenet vid lapptestning av patienter med misstänkt yrkesdermatos efter kontakt med plastkemikalier. 174 patienter testades med deras ”plast- och limserie nummer 1” och 2.9% var positiva för MDA. I en tidigare studie undersökte samma grupp 6 patienter med yrkesexponering för 6isocyanater. Fem av dessa reagerade för både MDA och MDI, 3 för ytterligare 5 isocyanater och 1 reagerade för enbart MDA. Primär sensibilisering för MDA med korsreaktivitet för MDI är troligaste orsaken men primär sensibilisering för MDI kan inte uteslutas (15). Ett fall av fotosensibilisering har rapporterats (34). Djurdata MDA är akuttoxiskt för flera djurarter såsom råttor, möss, marsvin, kaniner och hundar vid oral administration i doser mellan 100 och 800 mg/kg (23). Katter har visats vara mer känsliga med lever- och njurskador vid en enstaka dos av 10 mg/kg (16). Akuttoxiska effekter är lever och njurskador i alla arter och dessutom blindhet hos katter. LD50 för Wistar råttor var 830 mg/kg vid oral administration av MDA (43). Råttor som fått MDA i flera månader utvecklade levercirrhos (39, 58) eller leverfibros och inflammation kring portaområdet (46). Förutom en tidsberoende ökning av ovanstående skador observerades även intrahepatisk gallgångsproliferation hos råttor som fick 1000 ppm MDA i födan under 8-40 veckor (17). Vid sondmatning av råttor med 150 mg MDA/kg/dag i två veckor påvisades hypertrofi i binjure, livmodern och sköldkörteln (54). Andra effekter vid liknande subkroniska doser hos råttor var degeneration i lever, njure och mjälte (17, 19, 24). USAs nationella toxikologiska program (NTP) genomförde en 13-veckors studie på råttor och möss med 0-800 mg/l MDA-dihydroklorid (MDA-2HCl) i dricksvattnet. En dosberoende ökning av frekvensen av hyperplasi i gallgångarna och sköldkörteln observerades och vid högsta dosen även struma. Den högsta dos utan effekt var 100 mg/l (motsvarande 6-7 mg/kg för råttor, 13-16 mg/kg för möss) (40). Tröskeldosen för toxicitet i råtta av en enstaka exponering bedömdes vara mellan 25 och 75 mg/kg (2). Aktuella morfologiska studier visar att gall- gångsepitelceller skadas initialt. Nekros i intrahepatiska gallgångar blev allvarlig redan 6 timmar efter oral administration av 50 mg MDA/kg, och små perifera gallgångar blev måttlig skadade (30). Kanz et al. påvisade toxiska föreningar i galla 4 timmar efter en enstaka oral behandling med 250 mg/kg (29). Effekter på drogmetaboliserande enzym i råttlever har undersökts och den lägsta engångsdos som gav signifikant effekt var 50 mg/kg (57). Tabell 1 sammanfattar dos-effektsamband observerade i studier på råttor och möss. Mutagenicitet Flera olika experiment både in vivo och in vitro visar att MDA är mutagent och genotoxiskt. MDA fanns vara mutagent endast efter aktivering med S9 i Salmonella typhimurium i stammarna TA98 och TA100. De N-acetylerade metaboliterna var inte mutagena under motsvarande betingelser (41, 52). MDA inducerade DNA-reparation i råtthepatocyter (38). Exponering för MDA in vivo inducerade systerkromatidutbyten i benmärgsceller och DNA-strängbrott i leverceller (41, 42). Med 32P-postlabellingteknik respektive injektion av radioaktivt MDA detekterades MDA-inducerade DNA-addukter (48, 55). MDA är således klart mutagent in vitro och genotoxiskt in vivo. 7Carcinogenicitet IARC (International Agency for Research on Cancer) har klassificerat MDA som möjligen cancerframkallande för människa (grupp 2B) (25, 26). Europakommis- sionen har placerat MDA i kategori 2 med riskfrasen ”kan ge cancer” (R 45) (14). Resultaten av cancerstudier på råttor och möss är sammanfattade i tabell 2 och nedan. Djurdata NTP har utfört en väl kontrollerad cancerstudie. Råttor och möss av bägge kön och 50 djur i varje grupp fick MDA i två olika doser i dricksvattnet under två års tid. Denna studie visade att MDA orsakade tumörer i lever och sköldkörtel (56). Råttor (Fischer 344) fick 0, 150 eller 300 mg MDA-hydroklorid/liter i dricks- vattnet vilket motsvarar ett dagligt intag på 0, 9-10 respektive 16-19 mg/kg. MDA påverkade inte råttornas överlevnad. En signifikant ökning av carcinom obser- verades i sköldkörteln hos hanråttor som fått den högsta dosen MDA, jämfört med kontrollgruppen. Incidensen av adenom i sköldkörteln var signifikant högre hos honor som fått högsta dosen MDA jämfört med kontrollgruppen. Ytterligare observerades en dosrelaterad ökning av hepatocellulära neoplastiska noduli hos hanråttor (56). På liknande sätt behandlades möss (B6C3F) av båda könen med 0, 150 eller 300 mg MDA-hydroklorid/liter i dricksvattnet, motsvarande ett dagligt intag på 0, 19-25 respektive 43-57 mg/kg. Överlevnaden hos hannarna var signifikant reducerad hos dem som fått den högsta dosen jämfört med hannar i lågdos- och kontrollgrupperna. Även på möss var påverkan på sköldkörtel och lever störst . Incidensen av hyperplasi och adenom i sköldkörtel var signifikant högre hos hannar och honor som fått den högsta dosen. En dosberoende ökning av hepatocellulära carcinom observerades hos honor och hannar och av hepato- cellulära adenom hos honor (56). Även mindre eller dåligt dokumenterade studier antyder en carcinogen effekt (39, 46, 51) Baserat på djurförsöken gjorda av NTP och linjär extrapolering beräknade den holländska expertgruppen för arbetshygieniska normer (DECOS) ökningen av cancerrisken vid MDA-exponering till: 4x10-5 vid 40 års exponering för 0.009 mg MDA/m3 (21). Humandata Seldén et al. studerade 550 svenska kraftverksarbetare sannolikt exponerade för MDA och fann 1 fall av blåscancer (förväntat var 0,6) (49). Cragle et al. jämförde 263 personer som arbetade med en kemisk process med 271 icke-exponerade från samma fabrik och fann 5 fall av blåscancer bland de exponerade arbetarna (för- väntat var 0,66) (11). Detta var en signifikant ökning. Ingen av dessa 5 hade arbetat med MDA men det förekom indirekt exponering. Alla 5 hade däremot exponerats för trikloretylen (11). Liss och Guirguis rapporterade ett fall av blåscancer bland 10 före detta arbet- are som alla blev förgiftade av MDA någon gång under perioden 1967-1976 i en fabrik som tillverkade epoximassa (35). 8I en uppföljning 24 år efter förgiftningsolyckan i Epping där exponeringen bestod i hög MDA-dos i kontaminerat bröd under relativt kort tid observerades ingen kronisk effekt av förgiftningen hos de 68 personer (81%) som kunde återfinnas. Tyvärr lider studien av dålig dokumentation och en ej komplett utredning vilket gör att denna studie har begränsat värde (20). Sammanfattningsvis är studierna av yrkesexponerade begränsade genom få fall och exponering för ett flertal kemikalier. Flera andra aromatiska aminer snarlika MDA kan orsaka blåscancer hos människor. Reproduktionstoxicitet En studie av tveksam relevans rapporterar att MDA-exponering ger miss- bildningar och minskar kläckningsfrekvensen när det injicerats i gulan på befruktade ägg (25). Dos-effekt/dos-responssamband Data saknas för bedömning av dos-effekt/dos-responssamband vid yrkesmässig exponering för MDA. På råttor rapporterades ingen toxisk effekt men enzym- induktion efter en injektion av 2-10 mg/kg (57). NTP rapporterar en högsta dos av 100 mg/l MDA-2HCl (motsvarande 6-7 mg/kg för råttor, 13-16 mg/kg för möss) under 13 veckor utan toxiska effekter (40). Effekter på råttor och möss sammanfattas i tabell 1 och 2. Slutsatser Humandata för att fastställa en kritisk effekt för MDA är otillräckliga. Yrkesmässig exponering för MDA, där absorption via huden haft stor betydelse, har orsakat leverskada. Baserat på djurförsök är den kritiska effekten levercancer och leverskada. MDA är genotoxiskt in vitro och ger DNA-addukter in vivo. MDA är cancerframkallande hos försöksdjur och bör betraktas som carcinogent för människa. MDA absorberas lätt via huden vid direkt hudkontakt och kan ge kontaktallergi. 9Tabell 1. Dos-effektsamband på råtta och mus vid MDA-exponering. Art, dos1 (mg/kg bw/dag) Adm. väg1 Exponerings- tid2 Effekter Ref. Råtta 2, 10 i.p. engångsdos Ingen effekt. (57) 50, 100 i.p. engångsdos Ökad enzymaktivitet i levern. (57) 25 p.o. engångsdos Ökning av S-ALAT3-aktivitet och levervikt. (2) 75, 125, 225 p.o. engångsdos Ökning av S-ALAT3, GGT4 aktivitet. Dosberoende ökning i total serum-bilirubin och levervikt. Minskat gallflöde. (2) 50 p.o. engångsdos 6 timmar efter exponering: svår nekros i intrahepatiska gallgångar, måttliga skador i de mindre gångarna. (30) 100 p.o. engångsdos Nekros i gallgångarna, neutrofilt infiltrat i gallgången, hepatocellulär nekros, neutrofilt infiltrat i parenkymet. (2) 250 p.o. engångsdos 4 timmar efter exponering: svår nekros av gall- gångsceller i huvudgallgången men minimal skada av gallgångsceller i perifera gångar. 24 timmar efter exponering: hepatocellulär nekros, cytolys av kortikala thymocyter, inget gallflöde. (29) 2 i.p. 3d Ökad enzymaktivitet i levern. (57) 50 i.p. 3d Minskad CytP4505 aktivitet, ökad enzymaktivitet i levern. (57) 20, 50 p.o. 3d DNA-addukter. (55) 8-600 p.o. 10d Nekrotisk gallvägsinflammation. (19) 150, 2006 p.o. 14d Hypertrofi i binjuren, sköldkörteln och livmodern på kastrerade honor. (54) 0,1% MDA i födan 8-40v Tidsberoende ökning av proliferation, nekros, fibros i gallgångsepitelet och infiltration av ovalceller. Minskad viktökning. (17) 38 p.o. 17v (5d/v) Cirrhos. (39) 50 mg/L6 d.v. 13 v Ingen effekt. (40) 100 mg/L6 (6-7 mg/kg) d.v. 13v Ingen effekt. (40) 200 mg/L6 d.v. 13 v Minskat vattenintag. (40) 400 mg/L6 d.v. 13 v Många råttor hade hyperplasi gallgångarna, hypertrofi i hypofysen, hyperplasi i sköldkörteln. (40) 800 mg/L6 d.v. 13 v Alla råttor hade hyperplasi i gallgångarna, hypertrofi i hypofysen, hyperplasi i sköldkörteln och minskad viktökning. (40) Mus 25, 50 mg/L6 d.v. 13 v Ingen effekt. (40) 100 mg/L6 (13-16 mg/kg) d.v. 13v Ingen effekt. (40) 200 mg/L6 d.v. 13 v Minskad viktökning. (40) 400 mg/L6 d.v. 13 v Hyperplasi i gallgångarna. (40) 150-300 mg/L6 d.v. 104 v Njurskada med mineralisering av njurpapiller. (56) 1Dosen är mg/kgkroppsvikt (bw)/dag där inte annat anges, administrations väg är i.p.=intraperitoneal, p.o.=per oral och d.v = i dricksvattnet. 2Exponeringstid är d=dygn, v=veckor. 3S-ALAT=Serum-alanine aminotransferase, 4GGT=Gamma-glutamyl transferase, 5CytP450=Cytokrom P450 monooxidase. 6Djuren fick MDA-dihydroklorid. 10 Tabell 2. Förekomst av tumörer i råttor och möss exponerade för MDA-dihydroklorid i dricksvattnet under 2 år (56). Art Exponering Observerade effekter Antal drabbade djur1 Hannar Honor Lever:Icke-exponerad kontrollgrupp Hepatocellulära neoplastiska noduler 1 4 Råtta, Fischer 344/H. Sköldkörtel: Hyperplasi i follikeln 1 1 Adenom 1 0 Carcinom 0 0 Lever: Hepatocellulära neoplastiska noduler 12* 8 150 mg/L 9-10 mg/kg Lever:300 mg/L 16-19 mg/kg Hepatocellulära neoplastiska noduler 25* 8 Sköldkörtel: Hyperplasi i follikeln 2 3 Adenom 3 17* Carcinom 7* 2 Lever:Mus, B6C3F Icke-exponerad kontrollgrupp Hepatocellulära adenom 7 3 Carcinom 10 1 Sköldkörtel: Hyperplasi i follikeln 0 0 Adenom 0 0 Carcinom 0 0 Lever:150 mg/L 19-25 mg/kg Hepatocellulära adenom 10 9 Carcinom 33* 6 Minskad överlevnad300 mg/L 43-57 mg/kg Lever: Hepatocellulära adenom 8 12* Carcinom 29* 11* Sköldkörtel: Hyperplasi i follikeln 18* 23* Adenom 16* 23* Carcinom 0 2 1Antal drabbade djur av 50 djur i varje grupp. *Signifikant skild från kontrollen p<0.002. 11 Referenser 1. ACGIH. Documentation of the Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices. 6 th ed. Cincinnati, Ohio: American conference of governmental industrial hygienists, 1992:998- 1001. 2. Bailie MB, Mullaney TP, Roth RA. Characterization of acute 4,4´-methylene dianiline hepatotoxicity in the rat. Environ Health Perspect 1993;101:130-133. 3. Bastian PG. Occupational hepatitis caused by methylenedianiline. Med J Aust 1984;141:533- 535. 4. Baur X, Seemann U, Marcynski B, Chen Z, Raulf-Heimsoth M. Humoral and cellular immune responses in asthmatic isocyanate workers: report of two cases. Am J Ind Med 1996;29:467-473. 5. Brooks LJ, Neale JM, Pieroni DR. Acute myocardiopathy following tripathway exposure to methylenedianiline. JAMA 1979;242:1527-1528. 6. Brunmark P, Bruze M, Skerfving S, Skarping G. Biomonitoring of 4,4´-methylene dianiline by measurement in hydrolysed urine and plasma after epicutaneous exposure in humans. Int Arch Occup Health 1995;67:96-100. 7. Cocker J, Gristwood W, Wilson HK. Assessment of occupational exposure to 4,4´- diaminodiphenylmethane (methylene dianiline) by gas chromatography-mass spectrometry analysis of urine. Br J Ind Med 1986;43:620-625. 8. Cocker J, Boobis AR, Davies DS. Determination of the N-acetyl metabolites of 4,4´- methylene dianiline and 4,4´-methylene-bis(2-chloroaniline) in urine. Biomed Environ Mass Spec 1988;17:161-167. 9. Cocker J, Nutley BP, Wilson HK. A biological monitoring assessment of exposure to methylene dianiline in manufacturers and users. Occup Environ Med 1994;51:519-522. 10. Cohen SR. Yellow staining caused by 4,4´-methylenedianiline exposure: occurrence among molded plastic workers. Arch Dermatol 1985;121:1022-1027. 11. Cragle DL, Wells SM, Tankersley WG. An occupational morbidity study of a population potentially exposed to epoxy resins, hardeners and solvents. Appl Occup Environ Hyg 1992;7:826-834. 12. Dalene M, Jakobsson K, Rannug A, Skarping G, Hagmar L. MDA in plasma as a biomarker of exposure to pyrolysed MDI-based polyurethane: correlations with estimated cumulative dose and genotype for N-acetylation. Int Arch Occup Environ Health 1996;68:165-169. 13. Dalene M, Skarping G, Lind P. Workers exposed to thermal degradation products of TDI- and MDI-based polyurethane: biomonitoring of 2,4-TDA, 2,6-TDA, and 4,4´-MDA in hydrolyzed urine and plasma. Am Ind Hyg Assoc J 1997;58:587-591. 14. EU 1967: Council directive 67/548/EEC on the approximation of laws, regulations and administrative provisions relating to the classification, packaging and labelling of dangerous substances. Annex 1. (Senaste utgåva 010824). 15. Estlander T, Keskinen H, Jolanki R, Kanerva L. Occupational dermatitis from exposure to polyurethane chemicals. Contact Dermatitis 1992;27:161-165. 16. Fairhurst S, South D, Williams C, Cocker J, Brown R. 4,4´-Methylene dianiline. Criteria Document for an Occupational Exposure Limit. Health and Safety Executive, HSE Books, Sheffield, United Kingdom, 1993. 17. Fukushima S, Shibata M, Hibino T, Yoshimura T, Hirose M, Ito N. Intrahepatic bile duct proliferation induced by 4,4´-diaminodiphenylmethane in rats. Toxicol Appl Pharmacol 1979;48:145-155. 18. Von Gailhofer G, Ludvan M. Zur Wertigkeit positiver Epikutantestreaktionen auf 4,4´- Diaminodiphenylmethan. Dermatosen 1989;37:16-18. (tyska, engelsk sammanfattning) 12 19. Gohlke R, Schmidt P. 4,4´-diaminodiphenylmethane: histological, enzyme-histochemical and autoradiographic investigation in acute and subacute experiments in rats with and without additional heat stress. Int Arch Arbeitsmed 1974;32:217-231. 20. Hall AJ, Harrington JM, Waterhouse JAH. The Epping jaundice outbreak: a 24 year follow up. J Epidemiol Community Health 1992;46:327-328. 21. Health Council of the Netherlands: Dutch Expert Committee on Occupational Standards (DECOS). 4,4´-Methylene dianiline. Health-based calculated occupational cancer risk values. The Hague: Health council of the Netherlands, 2000, 2000/11OSH. 22. Hewitt PG, Hotchkiss SAM, Caldwell J. Decontamination procedures after in vitro topical exposure of human and rat skin to 4,4´-methylenebis(2-chloroaniline) and 4,4´- methylenedianlinine. Fundam Appl Toxicol 1995;26:91-98. 23. Hofman HT, Frohberg H, Meinecke KH, Oettel H, von Schilling B, Zeller H. Potential injuries by 4,4´-diaminodiphenylmethane: earlier recognition and prevention. Proceedings of the Fifteenth International Conference of Occupational Health. 1966;11-2:849-851. (tyska) 24. Hofman HT, Frohberg H, Meinecke KH, Oettel H, von Schilling B, Zeller H. Zur Toxicität von 4,4´-Diaminodiphenylmethan. Naunyn Arch Pharmacol 1966;253:47. (tyska) 25. IARC. Some chemicals used in plastic and elastomers. 4,4’-Methylenedianiline and its dihydrochloride. IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Lyon: International Agency for Research on Cancer 1986;39:347-365. 26. IARC. Overall evalutations of carcinogenicity: An updating of IARC monographs volumes 1 to 42. IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Lyon: International Agency for Research on Cancer 1987;Suppl. 7:66. 27. Kajbaf M, Sepai O, Lamb JH, Naylor S. Identification of metabolites of 4,4´- diaminodiphenylmethane (methylene dianiline) using liquid chromatographic and mass spectrometric techniques. J Chromatogr 1992;583:63-76. 28. Kanerva L, Jolanki R, Estlander T. Allergic and irritant patch test reactions to plastic and glue allergens. Contact Dermatitis 1997;37:301-302. 29. Kanz MF, Wang A, Campbell GA. Infusion of bile from methylene dianiline-treated rats into the common bile duct injures biliary epithelial cells of recipient rats. Toxicol Lett 1995;78:165-171. 30. Kanz MF, Gunasena HG, Kaphalia L, Hammond KL, Syed YA. A minimally toxic dose of methylene dianiline injures biliary epithelial cells in rats. Toxicol Appl Pharmacol 1998;150:414-426. 31. Kautiainen A, Wachtmeister CA, Ehrenberg L. Characterization of hemoglobin adducts from a 4,4'-methylenedianiline metabolite evidently produced by peroxidative oxidation in vivo. Chem Res Toxicol 1998;11:614-621. 32. Kopelman H, Robertson MH, Sanders PG, Ash I. The Epping jaundice. Brit Med J 1966;1:514-516. 33. Kopelman H, Scheuer PJ, Williams R. The liver lesion of the Epping jaundice. Quaterl J Med, New series 1966;XXXV:553-564. 34. LeVine MJ. Occupational photosensitivity to diaminodiphenylmethane. Contact Dermatitis 1983;9:488-490. 35. Liss GM, Guirguis SS. Follow-up of a group of workers intoxicated with 4,4´- methylenedianiline. Am J Ind Med 1994;26:117-124. 36. Lundberg P (red). Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden. 8. 4,4´-metylendianilin och dess dihydroklorid. Arbete och Hälsa 1987;38:186-195. Arbetsmiljöinstitutet, Solna 1987. 37. McGill DB, Motto JD. An industrial outbreak of toxic hepatitis due to methylenedianiline. N Engl J Med 1974;291:278-282. 38. McQueen CA, Williams GM. Review of the genotoxicity and carcinogenicity of 4,4´- methylene-dianiline and 4,4´-methylene-bis-2-chloroaniline. Mutat Res 1990;239:133-142. 13 39. Munn A. Occupational bladder tumors and carcinogens: Recent developments in Britain. In: Deichmann W & Lampe K. eds. Bladder cancer. A symposium, pp 187-193. AL, Aesculapius, Birmingham 1967. 40. NTP. Technical report 248 on the carcinogenesis bioassay of 4,4´-methylenedianiline dihydrochloride in F344/N rats and B6C3F/N mice. Research Triangle Park, N.C: National Toxicology Program, 1983 (Report No. 83-2504). 41. Parodi S, Taningher M, Russo P, Pala M, Tamaro M, Monti-Bragadin C. DNA-damaging activity in vivo and bacterial mutagenicity of sixteen aromatic amines and azo-derivatives, as related quantitatively to their carcinogenicity. Carcinogenesis 1981;2:1317-1326. 42. Parodi S, Zunino A, Ottaggio L, De Ferrari M, Santi L. Lack of correlation between the capability of inducing sister-chromatid exchanges in vivo and carcinogenic potency, for 16 aromatic amines and azo derivatives. Mutat Res 1983;108:225-238. 43. Pludro G, Karlowski K, Mankowska M, Woggon H, Uhde W-J. Toxicological and chemical studies of some epoxy resins and hardeners. I. Determination of acute and subacute toxicity of phthalic acid anhydride, 4,4´-diaminodiphenylmethane and of the epoxy resin: Epilox EG- 34. Acta Pol Pharmacol 1969;26:352-357. (polska) 44. Roy CW, McSorley PD, Syme JG. Methylene dianiline: A new toxic cause of visual failure with hepatitis. Human Toxicol 1985;4:61-66. 45. Rudzki E, Rebandel P, Zawadzka A. Sensitivity to diaminodiphenylmethane. Contact Dermatitis 1995;32:303-317. 46. Schoental R. Carcinogenic and chronic effects of 4,4´-diaminodiphenylmethane, an epoxy resin hardener. Nature 1968;219:1162-1163. 47. Schütze D, Sepai O, Lewalter J, Miksche L, Henschler D, Sabbioni G. Biomonitoring of workers exposed to 4,4´-methylenedianiline of 4,4´-methylenediphenyl diisocyanate. Carcinogenesis 1995;16:573-582. 48. Schütze D, Sagelsdorff P, Sepai O, Sabbioni G. Synthesis and quantification of DNA adducts of 4,4´-methylenedianiline. Chem Res Toxicol 1996;9:1103-1112. 49. Seldén A, Berg P, Jakobsson R, de Laval J. Methylene dianiline: assessment of exposure and cancer morbidity in power generator workers. Int Arch Occup Environ Health 1992;63:403- 408. 50. Sepai O, Schütze D, Heinrich U, Hoymann HG, Henschler D, Sabbioni G. Hemoglobin adducts and urine metabolites of 4,4´-methylenedianline after 4,4´-methylenediphenyl diisocyanate exposure of rats. Chem Biol Interact 1995;97:185-198. 51. Steinhoff D, Grundmann E. Carcinogenic activity of 4,4´-diaminophenyl methane and 2,4´- diaminodiphenylmethane. Naturwissenschaften 1970;57:247-248. 52. Tanaka K, Ino T, Sawahata T, Marui S, Igaki H, Yashima H. Mutagenicity of N-acetyl and N,N’-diacetyl derivatives of 3 aromatic amines used as epoxy-resin hardeners. Mutat Res 1985;143:11-15. 53. Tillman HL, van Pelt FNAM, Martz W, Luecke T, Welp H, Dörries F, Veuskens A, Fischer M, Manns MP. Accidental intoxication with methylene dianiline p,p’- diaminodiphenylmethane: Acute liver damage after presumed ecstasy consumption. Clin Toxicol 1997;35:35-40. 54. Tullner WW. Endocrine effects of methylenedianiline in the rat, rabbit and dog. Endocrinology 1959;66:470-474. 55. Vock EH, Hoymann HG, Heinrich U, Lutz WK. 32P-Postlabeling of a DNA adduct derived from 4,4´-methylenedianiline, in the olfactory epithelium of rats exposed by inhalation to 4,4´-methylenediphenyl diisocyanate. Carcinogenesis 1996;17:1069-1073. 56. Weisburger EK, Murthy ASK, Lilja HS, Lamb JC. Neoplastic response of F344 rats and B6C3F mice to the polymer and dyestuff intermediates 4,4´-methylenebis(N,N-dimethyl)- benzenamine, 4,4´-oxydianiline, and 4,4´-methylenedianiline. J Natl Cancer Inst 1984;72:1457-1461. 14 57. Wu K, Leslie CL, Stacey NH. Effects of mutagenic and non-mutagenic aniline derivatives on rat liver drug-metabolizing enzymes. Xenobiotica 1989;19:1275-1283. 58. Zylbersac S. Action cirrhogene des diamino-diphenyles insolubles sur le foie du rat. CR Soc Biol 1951;145:136-138. (franska) 15 Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden Metylisocyanat (MIC) och Isocyansyra (ICA) December 5, 2001 Kemisk-fysikaliska data. Förekomst Metylisocyanat (MIC) Isocyansyra (ICA) CAS nr 624-83-9 75-13-8 Synonymer isocyansyrametylester väteisocyanat Strukturformel H3C-N=C=O HN=C=O Molvikt 57,06 43,02 Kokpunkt 39°C 23ºC Smältpunkt -45°C -80ºC Ångtryck 46,4 kPa (20°C) 13,3 kPa (-19ºC) Omräkningsfaktorer 1 ppm = 2,4 mg/ m3 1 ppm = 1,8 mg/m3 1 mg/m3 = 0,4 ppm 1 mg/m3 = 0,6 ppm Metylisocyanat (MIC) är en monoisocyanat, som vid rumstemperatur är en klar, färglös vätska. MIC är svårlösligt i vatten, men reagerar däremot lätt med vatten under häftig värmeutveckling. Reaktionshastigheten är starkt temperaturberoende och påskyndas av syror, baser och aminer (50). Ämnet har en stickande lukt och en lukttröskel över 2 ppm (13). Isocyansyra (ICA) är över 0ºC en polymerisations- benägen instabil vätska. Huvudsakliga polymerisationsprodukten, som också bildas i gasform, är trimeren, cyanursyra. Isocyansyran löser sig i vatten, men sönderfaller både via jonisering och under bildning av ammoniak och koldioxid (10). Den har i gasform en stickande lukt (54). MIC förekommer huvudsakligen som mellanprodukt vid tillverkning av pesticider av karbamattyp. MIC har också använts vid framställning av polymerer (32). Vid fotolytisk nedbrytning av N-metylditiokarbamat återbildas en del av metylisocyan- aten och kan således förekomma i luften i samband med spridning av pesticider (26). MIC ingår i tobaksrök och uppmätta halter i huvudströmmen är 1,5-5 µg/cigarett (33). MIC har i laboratorieskala också påvisats vid uppvärmning av kärnsand och mineralull, som resultat av sönderfall eller kemisk omvandling av bindemedlet karbamidharts (42, 46). Vid exponeringsmätningar utförda i gjuterier visade sig MIC främst förekomma då Hot Box-kärnor används i kokillgjutning (47). MIC 16 förekommer i den isocyanatblandning som uppkommer i samband med termisk nedbrytning vid svetsning, kapning eller slipning av TDI- och HDI-baserat poly- uretanlack i bilverkstäder (7, 59). Vid sidan av MIC förekommer i regel ICA i svetsplymen och även vid kokillgjutning, ofta i upp till tio gånger högre konc- entrationer. De flesta rön om förekomst av MIC och ICA är relativt nya främst beroende på att analys av lågmolekylära monoisocyanater vid kemisk bland- exponering, t.ex. vid termisk nedbrytning, inte varit möjlig tidigare. En metod baserad på provtagning i dibutylamin och efterföljande analys med LC-MS (42), utvecklades 1998. Flera laboratorier har sedan satt upp metoder för att analysera MIC. Även 1-(2-metoxyfenyl)piperazin derivat och analys med GC-MS, samt LC med andra detektorer har visat sig vara användbara (20). Det har nyligen presenterats i ett abstrakt att MIC även kan provtas med diffusionsprovtagning (48). Samma metoder lämpar sig för analys av ICA. På grund av sin instabilitet är ICA dock inte kommersiellt tillgänglig, vilket försvårar dess kvantifiering. Upptag, biotransformation, utsöndring Massiv exponering för MIC uppkom i samband med en olyckshändelse Bhopal i Indien 1984, då ca 27 ton MIC spred sig i omgivningen av Union Carbides anläggning. Exakta luftvärden saknas, men halterna har senare beräknats vara i intervallet 0,12-85 ppm (17). Vid bedömningen av skadorna har debatterats huruvida de uppkommit indirekt på grund av nedsatta funktioner i andnings- organen eller via upptag och direkt skada på andra organ (13). Skepsisen grundade sig på metylisocyanatens starkt irriterande egenskaper, vilken antogs försvåra normalt upptag och systemisk distribution via andningsorganen. Händelsen ledde till att studier för att utreda detta utfördes på djur med radioaktivt märkt MIC. Upptag och distribution av MIC har studerats i möss efter 1-6 timmars inhalationsexponering för 0,5, 5 och 15 ppm 14C-MIC (24). Försöken visade att radioaktiviteten förekom i blodet inom loppet av några minuter. Radioaktiviteten ökade inte linjärt med koncentrationen. Detta antogs bero på att de högre expon- eringsnivåerna föranledde tilltagande irritation och slembildning i andnings- vägarna, som antogs påverka andningsfrekvensen och därmed försvåra inand- ningen och upptaget i blodet. Den högsta radioaktiviteten i blod i förhållande till luftkoncentrationen uppmättes efter exponering för 0,5 ppm. Radioaktiviteten i blod minskade relativt långsamt och var nästan helt borta inom loppet av 3 dagar efter upphörd exponering. Radioaktiviteten minskade snabbare i urinen än i gallan. Högsta radioaktiviteten återfanns efter 2 timmar hos hanmöss i lungor, bröstben, mag-tarmkanal, mjälte och njurar. De högsta uppmätta värdena efter 24 timmar uppmättes i blod och lungor. Hos honmöss påvisades de högsta halterna efter 2 timmar i lungor, foster, mjälte, livmoder och njurar, samt efter 24 timmar i lungor, mjälte och foster (24). Det effektiva upptaget och distribu- tionen möjliggörs antagligen av att MIC binds till olika vävnads-, blodplasma- och erytrocytmembranproteiner in vivo. Proteinbindningen har verifierats i djurförsök med möss efter inhalation och intraperitonal tillförsel av radioaktivt märkt MIC (11, 12). 17 Sax (55) nämner utan närmare precisering att MIC absorberas via huden. Inga andra data avseende hudupptag har återfunnits. MIC har konstaterats både in vivo och in vitro orsaka karbamoylering av N-terminalt valin i hemoglobin hos kaniner och råttor (53). Som ett resultat härav kunde 3-metyl-5-isopropylhydantoin (MIH), den cykliska omvandlingsprodukten av MIC och valin, bestämmas i blodet. MIH har också påvisats i blodet på Bhopal-offren (61). S-(N-methylkarbamoyl)glutation är ett annat reaktivt konjugat som identifierats i galla från råttor, som erhållit MIC via kanyl i portådern (52). Utsöndringen av glutationkonjugatet har i ett annat försök visats ske via urinen i form av S-(N-metylkarbamoyl)-N-acetylcystein hos intraperitonealt MIC-expo- nerade råttor (60). MIC reagerar lätt med vatten, varvid metylamin bildas, som reagerar vidare till dimetylurea (72). Högst troligt omvandlas också en del MIC in vivo till metyl- amin. Inga studier där metylamin eller dimetylurea har uppmätts i blod eller urin har dock påträffats. Uppgifter om upptag, biotransformation och utsöndring av ICA saknas. Patienter som lider av uremi har konstaterats ha förhöjda halter av karbamoylerat hemoglobin, som är hemoglobinets och isocyansyrans reaktionsprodukt (45, 73). Isocyansyran antas härstamma från endogent sönderfall av urea vid akut njursvikt. Toxiska effekter Human data I en undersökning avseende en industrianläggning som tillverkade och använde MIC studerades de anställdas lungfunktionsdata i medicinska journaler från en 10- årsperiod (ej angivet mellan vilka år) (8). Arbetstagarna grupperades av förmän i graden av MIC-exponering i fyra kategorier, ingen (N=123), låg (N=103), måttlig (N=138) och hög (N=67). I journalerna hade man också tillgång till uppgifter om rökvanor. Cirka 800 mätningar av MIC (metod anges ej) hade genomförts mellan 1977 och 1990. Under 1977 översteg mer än 700 mätningar 0,02 ppm medan endast en av 33 mätningar från 1990 översteg denna nivå. I en jämförelse mellan grupperna där man tog hänsyn till rökvanor kunde inte någon effekt av MIC på lungfunktionen påvisas, vare sig man gjorde en jämförelse mellan värdena vid sista undersökningen eller förändringen mellan sista och första undersökningen för en individ. Man bör dock vara försiktig med slutsatser med tanke på att individer med påtagliga besvär kan ha slutat (och därmed ej undersökts efter försämringen) och att det fanns stora möjligheter till felklassificering av expo- neringen. Författarna redovisar också att i journalerna fanns uppgift om anställda som utsatts för exponering i samband med spill eller läckage. Antalet fall redovisas ej, men det anges att de symptom som oftast förekom var irritation i ögon och på hud samt i några fall luftvägsbesvär. Någon entydig påverkan på lungfunktionen förelåg ej i dessa fall. Fyra frivilliga försökspersoner exponerades kortvarigt (1 till 5 minuter) för MIC (44), se tabell 1. Vid en exponeringsnivå på 0,4 ppm förekom ingen effekt, medan 2 ppm orsakade irritation av ögon (speciellt tårflöde) och slemhinneirritation i 18 näsa och svalg, men ingen luktförnimmelse. Vid 4 ppm var irritationssymptomen mer markanta och vid 21 ppm outhärdliga. Ett flertal studier belyser Bhopal–katastrofen 1984. Omkring 200 000 personer blev akut exponerade för höga (> 27 ppm) MIC-koncentrationer, men också för andra ämnen som fosgen, metylamin och cyanväte (50) varför osäkerhet råder om alla effekter kan tillskrivas MIC. På grund av exponeringsförhållandenas karaktär, och då effekter på lungorna kan ha givit sekundära effekter på andra organ, är merparten av den toxikologiska informationen från katastrofen av ringa värde för fastställande av gränsvärde. Nedan ges dock en kortfattad redogörelse av ett urval studier. Akuta effekter i samband med Bhopal-katastrofen har sammanställts. Antalet dödsfall inom några timmar efter olyckan har uppskattats till ca 2000. Döds- orsaken har angetts vara alveolära nekroser, ulcerationer i bronkialmukosan och lungödem (71). I en studie indelades 379 överlevande i 8 grupper utgående från uppskattad exponeringsgrad, baserat på antal döda (människor och djur) samt uppskattning om giftmolnets spridning. 119 kontroller hade liknande socio- ekonomisk bakgrund. Antalet dödsfall uppskattades till 1850 på området som antogs representera 70% av det förorenade området. Frågeformulär riktade till de överlevande offren visade att det vanligaste symptomet var sveda i ögonen, näst vanligast var hosta, därefter kom rinnande ögon och illamående. Prevalensen av ögonbesvär korrelerade inte med dödsfallsfrekvensen, vilket däremot hosta gjorde. Undersökning av ögonen visade rodnad, ytliga sår på horn- och binde- hinna (5). Eftersom aminer kan ge ögonbesvär (35) kan man inte säkert bedöma MICs betydelse. Kamat et al. (41) följde 113 patienter som inremitterats inom 3 månader efter olyckan till deras lungmedicinska och psykiatriska klinik, för bestående respira- toriska symptom. Med ett 23–50%-igt bortfall från den ursprungliga kohorten följdes patienterna upp vid 3, 6, 12, 18 och 24 månader med en standardiserad enkät, status, lungröntgen, spirometri mm. Rapporteringen är svårtolkad, men det framgår att initialt klassades tillståndet, baserat på antal och svårighetsgrad av respiratoriska symptom, som milt för 30 patienter, som moderat för 57 och som allvarlig för 26. De olika symptomen från andningsvägarna minskade något under 3, 6 och 12 månader, men ökade igen efter 18 och 24 månader. Andnöd vid ansträngning var mest bestående. Neurologiska symptom såsom muskelsvaghet och minnesförlust ökade. Andelen med depression ökade efter 6 månader och andelen med ångest efter 12 månader. Andra symptom såsom irritation och koncentrationssvårigheter visade nedåtgående trender. Av lungröntgenbilderna ansågs endast 2-4 % vara helt normala. Man såg förändringar i lungvävnad (interstitiella) och i lungsäck. I lungfunktionstest sågs möjligen lungfunktions- nedsättning som i huvudsak var av restriktiv natur. I studien ovan rapporterades också analys av antikroppar i serumprover från 99 fall (41) (dessa resultat har mer utförligt beskrivits i en tidigare rapport från samma studie ( 43)). I de första proverna tagna några månader efter katastrofen påvisades MIC-specifika antikroppar hos 11 individer (IgM hos 7, IgG hos 6 och IgE hos 4 individer). Antikroppstitrarna följdes hos några personer i upp till ett år 19 efter katastrofen. Antikroppsstegringarna var små och senare prov var negativa i de flesta fallen. De små IgE-antikroppsförhöjningarna sågs endast vid första provtagningstillfället (41, 43). Dessa antikroppsdata är svårbedömda då de är dåligt dokumenterade och artiklarna innehåller motsägelser. Liknande undersökningar av lungfunktionen har också utförts av en annan forskargrupp på Bhopal-offer 1-7 år efter olyckan (70). Materialet bestod av 60 personer, varav 6 bedömdes ha haft låg exponering (lindriga andnings- och ögon- besvär på katastrofdagen), 13 måttlig exponering (andnings- och ögonbesvär, som inte krävde sjukhusvård) och 41 hög exponering (allvarliga symptom på ögon och andningsvägar som krävde sjukhusvård och/eller av exponeringen orsakat dödsfall av familjemedlem) samt en icke exponerad kontrollgrupp. Vanligaste registrerade symptom var andnöd i samband med fysisk belastning och hosta. BAL-proven, tagna 1-7 år (medeltal 2,8 år) efter olyckan, uppvisade statistiskt signifikant förhöjning av totala cellantalet, makrofager och lymfocyter vid jämförelse mellan högexponerade och lågexponerade eller kontrollgruppen. Bestående effekter på luftvägarna har rapporterats i en uppföljningsunder- sökning 10 år efter katastrofen (16). Frågeformulär distribuerades till 454 personer, som utvalts så att de bodde på en radie av 2, 4, 6, 8 eller 10 km från olyckplatsen. Som kontrollgrupp användes personer från ett område utanför staden med samma socio-ekonomiska bakgrund. Från kohorten valdes vidare slumpmässigt 20% ut för spirometriundersökningar; i gruppen ingick slutligen 74 personer. Förekomst av specifika luftvägsbesvär, såsom slembildning, hosta och rosslande andning kunde klart relateras till exponeringsnivån (värderat i avstånd mellan boningsplats och anläggningen, från 0-2 km till >10 km). Symp- tomen var lika vanliga hos män och kvinnor och förekom oftare hos rökare än icke-rökare, samt hos personer som var yngre än 35 år (medianvärdet för hela gruppen). Samma trend kunde skönjas i lungfunktionsvärden, som uppvisade tilltagande men lindrig obstruktiv lungfunktionsnedsättning ju kortare avståndet var till anläggningen. Trendens tydlighet minskade en aning om rökvanor och socioekonomiska faktorer beaktades. Resultaten av en uppföljningsundersökning av ögoneffekter 2 månader efter katastrofen, visade inga fall av blindhet eller försämrad synskärpa (6). I sex av totalt 131 undersökta fall, syntes unilaterala ärr på hornhinnan, 3 personer hade hornhinneödem och en klagade på konstant rinnande ögon. Totalt undersöktes 463 efter 3 år, varav 99 var kontroller. Hos Bhopal-offren konstaterades jämfört med kontrollgruppen och med stigande exponering högre frekvens av ögonirritation, ögonlocksinfektion, gråstarr, trakom och nedsatt synskärpa (4). En studie rörande kognitiva funktioner har utförts på en grupp av 52 Bhopal- offer ett år efter katastrofen (51). Personerna grupperades på basen av exponeringsgraden i 3 klasser beroende på avstånd från fabriken och symptom. Jämfört med kontrollgruppen erhölls normala prestationsvärden i den minst exponerade gruppen, medan de andra gruppernas värden avvek signifikant vad beträffar associerad inlärning och motorisk förmåga. I den mest exponerade gruppen erhölls därtill försämrade värden för SPM (standard progressiv matris – test som mäter logisk förmåga). En annan studie på Bhopal-offer påvisade också 20 kliniska tecken på såväl centrala, perifera och vestibulara neurologiska störningar, som försämrat korttidsminne (15). På basen av intervjuerna rapporterades ökad förekomst av psykologiska symptom, såsom huvudvärk, trötthet, koncentrations- svårigheter och irritation. Symptomen ökade inte alltid med exponeringen. I båda studierna av CNS-effekter kan bedömningen av exponeringsgraden ifrågasättas och i den sistnämnda artikeln diskuteras svårigheterna att beakta varierande socioekonomisk status vid värderingen av resultaten. Författarna anser också att en ofta förekommande depression kan ha varit bidragande orsak till de övriga symptomen. Astma orsakad av exponering för MIC har inte påvisats. Humandata angående toxiska effekter av ICA saknas. Djurdata LD50 har vid subkutan administration av MIC till råttor beräknats till 329 mg/kg kroppsvikt. LC50 var 465 ppm (1080 mg/m3) vid 30 min exponering (38). LC50 på råtta och marsvin vid exponering för MIC under 15 min har rapporterats vara 171 respektive 112 ppm (19). LC50 på mus har uppgivits vara 26,8 ppm vid 3 timmars exponering (68). RD50 (50% minskning av andningsfrekvens) som ett mått på sensorisk irritation (påverkan på trigeminusnerven via övre luftvägar) beräknades hos mus till 1,3 ppm (23) och i en annan studie till 2,9 ppm (34). Motsvarande värde (RD50) för ”pulmonary irritation” (stimulans på vagusnervceller via typ J-receptor på lung- blåsor) hos mus var 1,9 ppm, då exponeringen skedde via trakeakanylering (23). Irritation av övre och nedre luftvägar har varit den vanligaste förekommande effekten i alla djurförsök. Vid exponering av råttor för 0, 3, 10 och 30 ppm MIC i två timmar ökade effekterna på lungfunktion med MIC-koncentrationen. Inga onormala ändringar av lungfunktioner konstaterades vid exponering för 3 ppm MIC men exponering för 10 ppm orsakade obstruktiva förändringar i luftvägarna utan förbättring efter 13 veckor (62). Råttor som exponerades för 3 och 10 ppm MIC i 2 timmar och undersöktes 4 och 6 månader senare visade lungskador. Efter 4 månader sågs EKG-förändringar i båda dosgrupperna och i högdosgruppen även högerkammarhypertrofi (ej undersökt efter 6 månader). Författarnas bedömning var att hypertrofin och EKG-förändringarna sannolikt var sekundära till lung- skador med pulmonell hypertension (63). Ett LOAEL (lowest observed adverse effect level) på 3,1 ppm för skador på respiratoriskt epitel var resultatet från en studien där råttor exponerades för 0, 0,15, 0,6 och 3,1 ppm MIC via inhalation, 6 timmar/dag i 4+4 dagar. NOAEL (no observed adverse effect level) var 0,6 ppm i samma studie (18). Hög exponering (över 4,4 ppm för marsvin, över 4,6 ppm för råttor och över 8,4 ppm för möss) i 6 timmar ledde till skador på övre luftvägar såsom nekros och avsaknad av epitelceller på struphuvud och luftstrupe och alveoliter, blödningar och svullnad i lungorna hos råtta, mus och marsvin (25). Normalisering skedde inom en vecka. MIC inducerade progressiv cellulär inflammation med ökning av eosinofiler, neutrofiler och mononukleära celler då råttorna exponerades för 128 ppm (320 mg/m3) MIC, 8 min/dag under tio dagar (28). Vid exponering (19 och 21 37 ppm) av marsvin i 3 timmar påvisades lungförändringar av samma typ som rapporterats tidigare hos Bhopal-offer (22). I en studie (14) exponerades råttor (F344) och möss (B6C3F1) genom inhal- ation för 0, 1, 3, och 10 ppm MIC i 2 timmar. Djurens hälsotillstånd följdes upp under två år. Överlevnadsgrad och ökning av kroppsvikt var normal i alla expo- neringsgrupper. Anmärkningsvärda effekter i lungorna, särskilt proliferation av bindvävsskiktet under luftvägsepitelet och bindvävsinväxt i luftvägarnas lumen, konstaterades hos råttorna i gruppen som exponerats för 10 ppm. Liknande skador syntes i en annan grupp av råttor som också exponerats för 10 ppm MIC och undersöktes efter ett år. Vid två timmars exponering av råttor och möss för MIC-halter på 10 eller 30 ppm konstaterades allvarlig, men övergående nekros och slemhinneskada på en stor del av nosslemhinnan, inklusive luktsinnesceller. Såväl epitel som luktsin- nesceller regenererade emellertid snabbt och var normala efter tre månader (66). I en NTP(National Toxicology Program)-studie (31) exponerades möss för 1 eller 3 ppm MIC, 6 timmar/dag i 4 dagar. Vid histopatologisk undersökning sågs uttalad fibros i bronker med bindvävsinväxt i lumen och skador på luktepitelet vid exponering för 3 ppm. Vid 1 ppm rapporterades skador på respiratoriskt epitel (ej närmare beskrivet). Vidare sågs myelotoxisk påverkan på stamceller vid båda exponeringsnivåerna, men detta bedömdes vara sekundärt till lungtoxiciteten. Immunologiska effekter av MIC har undersökts i några studier (43, 65). En liten ökning av immunoglobulinhalter uppmättes i råttor efter exponering för MIC (56). En svag immunosuppressiv effekt av MIC har påvisats i en NTP-studie på möss (65). Då möss exponerades för 1 eller 3 ppm MIC, 6 timmar/dag i 4 dagar sågs en tendens till minskad mitogenstimulerad lymfocytproliferation vid båda doserna och ett signifikant minskat svar i MLR-test (mixed leukocyt respons) vid högsta dosen. Minskningen var övergående och kunde inte ses efter 120 dagar. Effek- terna tolkades av författarna som sekundära och snarare som ett resultat av lungtoxicitet eller generell toxicitet än någon direkteffekt av MIC på immun- systemet. Systemiska effekter av MIC som påvisats i råttförsök är allvarlig hyperglykemi, metabolisk acidos och uremi (11, 36, 38). Exponering av möss eller råttor för olika (3-30 ppm) MIC-koncentrationer genom inandning, eller intraperitonealt, har orsakat degenerativa men övergående förändringar av leverparenkymceller och blodceller (29). I en studie med möss gav intraperitoneal injektion av 293- 1170 mg MIC per kg kroppsvikt påverkan på aminosyrakoncentrationer (excitatoriska som glutamat och aspartat samt inhibitoriska som GABA) i hjärna och plasma, vilket tolkades som ett tecken på neurotoxiska och systemiska effekter (30). In vitro undersökningar har påvisat, att MIC påverkar nervceller och muskelceller, men den kliniska betydelsen av detta fynd är oklar (2, 3). Det finns bara ett fåtal studier av MICs toxiska mekanismer. Enligt in vitro och in vivo studier med råttors nerv- och leverceller kan MIC inhibera andningskedjan i mitokondrier och sålunda inducera histotoxisk hypoxi (39, 40). Samma effekt har konstaterats i en annan studie vid inhalationsexponering av marsvin för 25, 125 och 225 ppm och råttor för 100, 600 och 1000 ppm i 15 minuter (64). MIC 22 kan också dosberoende inhibera acetylkolinesterasaktiviteten in vitro i erytrocyter hos människa, råtta och marsvin (37, 64). Djurdata angående toxiska effekter av ICA saknas. Mutagenicitet, carcinogenicitet, teratogenicitet Ingen mutagen aktivitet har kunnat påvisas för MIC med standard Ames tester (58). Negativa resultat erhölls också i Ames test med urin från råttor exponerade för MIC (1) och sex linked recessive letal test i Drosophila (58). I samma försök fick man positiva resultat för punktmutation i mouse lymphoma test. Författarna drar slutsatsen att MIC kan vara genotoxiskt genom att binda till nukleära proteiner. MIC har inducerat kromosomaberrationer och polyploidi i hamster- fibroblaster i närvaro eller frånvaro av metaboliserande system (49). Högre frekvens kromosomaberrationer än hos kontrollpersoner har påvisats hos människor exponerade för bl.a. MIC i samband med Bhopal-olyckan (27). Inga neoplastiska förändringar i andningsorganen kunde ses i en studie (14) där råttor (F344) och möss (B6C3F1) exponerades via inhalation för 0, 1, 3, och 10 ppm MIC i 2 timmar vid ett tillfälle, och djurens hälsotillstånd följdes upp i två år. Hos hanråttor sågs en ökad incidens av pheochromocytom i binjuremärgen och acinösa tumörer i bukspottkörteln i grupperna exponerade för 3 eller 10 ppm. Studien är inte en konventionell cancerstudie och författarna påpekar att sam- bandet med exponeringen är svag och att inga slutsatser bör dras på basen av deras fynd. Baserat på strukturaktivitetssamband bedömdes den carcinogena potensen av MIC som låg (21). Inga studier efter långvarig exponering för MIC avseende mutagenicitet, carcinogenicitet och teratogenicitet är gjorda. Exponering av möss via inhalation för 2, 6, 9 och 15 ppm MIC under tre timmar på åttonde dagen av dräktigheten ledde till en dosberoende resorption av fostren. Vid de två högsta doserna skedde en total resorption hos mer än 75% av honorna. Vid alla dosnivåer sågs minskad foster- och placentavikt. Författarnas bedömning är att maternell toxicitet (viktminskning och minskad viktökning) inte kan ute- slutas som orsak till de observerade effekterna (67). I en senare studie visar man att behandling med hormoner som motverkar vissa effekter av den maternella toxiciteten, men ej t.ex. viktsförlusten, inte motverkade effekterna på fostren (69). I en annan studie exponerades möss för 1 och 3 ppm MIC, 6 timmar/dag, dag 14 till 17 av dräktigheten. I båda grupperna sågs en signifikant ökning av antalet döda foster och en minskad neonatal överlevnad i högdosgruppen. Enligt för- fattarna kan inga slutsatser dras huruvida fostertoxiciteten var en direkteffekt av MIC eller var sekundär till lungeffekter hos mödrarna (57). Studier på människor efter Bhopal-katastrofen har visat på ökning i antal missfall, men inte i dödfödda hos MIC-exponerade människor jämfört med oexponerade (9). Cullinan et al. (15) rapporterade i en kontrollerad studie en ökning i dödfödda (exponerade 9% mot 4% hos oexponerade) och missfall (året för Bhopal-olyckan 7 % och senare år 1 %) men antalet fall var få. Data saknas angående mutagena, carcinogena eller teratogena effekter för ICA. 23 Dos-effekt och dos-responssamband Trots Bhopal-katastrofen och det förhållandet att MIC är kemiskt besläktat med välstuderade substanser som toluendiisocyanat och är ett mycket toxiskt ämne är litteraturunderlaget för att fastställa kritisk effekt och dos-respons mycket be- gränsat. Tillförlitliga undersökningar rörande samband mellan yrkesmässig exponering för MIC och hälsoeffekter har ej påträffats. Bara en studie om dos- effektsamband för människa föreligger. Djurstudier antyder en brant dos-effekt- och dos-respons-kurva. Vid korttidsexponering för MIC har irritation av ögon och slemhinnor beskrivits hos människa. I en kontrollerad studie exponerades försökspersoner för MIC under 1-5 min. Vid 0,4 ppm konstaterades ingen irritation, men ögon- och slemhinneirritation tilltog märkbart vid 2 och 4 ppm och blev oacceptabel vid 21 ppm (tabell 1). Irritation av övre och nedre luftvägar har påvisats i djurförsök med råttor, möss och marsvin. Vid högre doser har även bestående lungskador rapporterats (tabell 2). Samband mellan exponering och effekt vid inhalationsexponering av MIC på försöksdjur sammanfattas i tabell 2. Data för bedömning av dos-effekt och dos-responssamband för ICA saknas. Slutsatser Baserat på humandata vid minutlång exponering är den kritiska effekten vid MIC- exponering ögon- och slemhinneirritation vid 2 ppm. Djurförsök anger vid expo- nering upp till 6 timmar, vid liknande nivåer, allvarlig slemhinneskada i luftvägar. Vid något högre nivåer ses en markant ökad dödlighet. Data för fastställande av kritisk effekt för ICA saknas. Tabell 1. Effekter vid experimentell exponering av fyra människor för MIC från 1 till 5 minuter (44). MIC-koncentration Effekter 21 ppm olidlig irritation 4 ppm kraftig irritation av slemhinnor 2 ppm tårflöde, irritation av ögon, näsa och svalg 0,4 ppm ingen irritation 24 Tabell 2. Effekter hos försöksdjur vid inhalationsexponering för MIC. Exponering Djurart Effekter Ref. 171 ppm, 15 min råtta LC50 19 121 ppm, 15 min marsvin LC50 19 12,2 ppm, 6 tim mus LC50 25 10 ppm, 2 tim råtta proliferation av bindväv under luftvägsepitelet och inväxt i luftvägarnas lumen 14 10 ppm, 2 tim råtta högerkammarhypertrofi och EKG-förändringar sekundärt till lungskador 63 9 ppm, 3 tim på dag 8 eller 9 av graviditeten mus, råtta mera än 80% resorption av foster, minskad placentavikt 67 6,1 ppm, 6 tim råtta LC50 25 5,4 ppm, 6 tim marsvin LC50 25 3,1 ppm, 6 tim/d, 8 d råtta skador på respiratoriskt epitel, viktnedgång, lungödem, ökning av hemoglobin (hanråttor) 18 3 ppm, 6 tim/d, 4 d mus bronkiell fibros, skador på luktepitel 31 3 ppm, 2 tim råtta EKG-förändringar sekundärt till lungskador 63 3 ppm, 2 tim råtta inga ändringar i lungfunktioner 62 2,9 ppm, 30 min mus RD50 sensorisk irritation 34 2,4 ppm, 6 tim mus, råtta, marsvin fördröjd kroppsviktsökning 25 1,9 ppm, 90 min via trakeakanylering mus RD50 ”pulmonary irritation” 23 1 ppm, 6 tim/d, 4 d mus skador på respiratoriskt epitel 31 0,6 ppm, 6 tim/d, 8 d råtta ingen effekt på luftvägar, vikt eller hemoglobinhalt 18 Referenser 1. Andersson D, Blowers S, Nemery B. Investigation of the Ames test of urine samples from rats exposed to methyl isocyanate. Br J Ind Med 1986;43:566-567. 2. Andersson D, Goyle S, Phillips B, Tee A, Beech L, Butler W. Effects of methyl isocyanate on rat muscle cells in culture. Br J Ind Med 1988;45:269-274. 3. Andersson D, Goyle S, Phillips B, Tee A, Beech L, Butler W. Effects of methyl isocyanate on rat brain cells in culture. Br J Ind Med 1990;47:596-601. 25 4. Andersson N, Ajwani M, Mahashabde S, Tiwari M, Muir M, Mehra V, Ashiru K, Mackenzie C. Delayed eye and other consequences from exposure to methyl isocyanate. 93% follow up of exposed and unexposed cohorts in Bhopal. Br J Ind Med 1990;47:553-558. 5. Andersson N, Muir M, Mehra V, Salmon A. Exposure and response to methyl isocyanate: results of a community based survey in Bhopal. Br J Ind Med 1988;45:469-475. 6. Andersson N, Muir M, Salmon A, Wells C, Brown R, Purnell C, Mittal P, Mehra V. Bhopal disaster: Eye follow-up and analytical chemistry. Lancet 1985;30:761-762. 7. Antonsson A-B, Ancker K, Veibäck T. Isocyanater från heta arbeten i skadereparations- verkstäder. IVL Rapport 2000, B 1389. IVL Svenska Miljöinstitutet AB. 8. Avashia B, Battigelli M, Morgan W, Reger R. Effects of prolonged low exposure to methyl isocyanate. J Occup Environ Med 1996;38:625-630. 9. Bajaj JS, Misra A, Rajalakshmi M, Madan R. Environmental release of chemicals and reproductive ecology. Environ Health Perspect 1993;101 Suppl 2:125-130. 10. Belson DJ, Strachan AN. Preparation and properties of isocyanic acid. Chem Soc Reviews 1982;11:41-56. 11. Bhattacharya B, Sharma S, Jaiswal D. Binding of [1-14C] methylisocyanate to erythrocyte membrane proteins. J Appl Toxicol 1996;16:137-138. 12. Bhattacharya B, Sharma S, Jaiswal D. In vivo binding of [1-14C]methylisocyanate to various tissue proteins. Biochem Pharmacol 1988;37:2489-2493. 13. Bucher J. Methyl isocyanate: A review of health effects research since Bhopal. Fund Appl Toxicol 1987;9:367-369. 14. Bucher J, Uraih L. Carcinogenicity and pulmonary pathology associated with a single 2-hour inhalation exposure of laboratory rodents to methyl isocyanate. J Natl Cancer Inst 1989;81:1586-1587. 15. Cullinan P, Acquilla S, Dhara V. Long term morbidity in survivors of the 1984 Bhopal gas leak. Natl Med J India 1996;9:5-10. 16. Cullinan P, Acquilla S, Dhara V. Respiratory morbidity 10 years after the Union Carbide gas leak at Bhopal: a cross sectional survey. Br Med J 1997;314:338-343. 17. Dhara R, Dhara VR. Bhopal - A case study of international disaster. Int J Occup Environ Med 1995;1:58-69. 18. Dodd D, Fowler E, Snellings W, Pritts I. Methyl isocyanate eight-day vapor inhalation study with Fischer 344 rats. Environ Health Perspect 1987;72:117-123. 19. Dodd D, Frank F, Fowler E, Troup C, Milton R. Biological effects of short-term, high- concentration exposure to methyl isocyanate. I. Study objectives and inhalation exposure design. Environ Health Perspect 1987;72:13-19. 20. Eckerman M-L, Välimaa J, Rosenberg C. Determination of airborne methyl isocyanate as dibutylamine or 1-(2-methoxyphenyl)piperazine derivatives by liquid and gas chromatography. Analyst 2000;125;1949-1954. 21. Ennever F, Rosenkranz H. Evaluating the potential for genotoxic carcinogenicity of methyl isocyanate. Toxicol Appl Pharmacol 1987;91:502-505. 22. Ferguson J, Alarie Y. Long term pulmonary impairment following a single exposure to methyl isocyanate. Toxicol Appl Pharmacol 1991;107:253-268. 23. Ferguson J, Schaper M, Stock M, Weyel D, Alarie Y. Sensory and pulmonary irritation with exposure to methyl isocyanate. Toxicol Appl Pharmacol 1986;82:329-335. 24. Ferguson J, Stock K, Brown W, Alarie Y. Uptake and distribution of 14C during and following exposure to [14C]Methyl isocyanate. Toxicol Appl Pharmacol 1988;94:104-117. 25. Fowler EH, Dodd DE. Respiratory tract changes in guinea pigs, rats, and mice following a single six-hour exposure to methyl isocyanate vapor. Environ Health Perpect 1987;72:109- 116. 26 26. Geddes J, Miller G, Taylor G. Gas phase photolysis of methyl isothiocyanate. Environ Sci Technol 1995;29:2590-2594. 27. Ghosh B, Sengupta S, Roy A, Maity S, Ghosh S, Talukder G, Sharma A. Cytogenetic studies in human populations exposed to gas leak at Bhopal, India. Environ Health Perspect 1990;86:323-326. 28. Gupta G, Baipai J, Kaw J, Dutta K, Ray P. Modulation of biochemical and cytological profile of bronchoalveolar constituents in rats following split-dose multiple inhalation exposure to methyl isocyanate. Hum Exp Toxicol 1993;12:253-257. 29. Gupta M, Amma M. Alterations in hepatic biochemistry of mice intoxicated with MIC, carbaryl and thiram. J Appl Toxicol 1993;13:33-37. 30. Gupta M, Prabha V. Changes in brain and plasma amino acids of mice intoxicated with methyl isocyanate. J Appl Toxicol 1996;16:469-473. 31. Hong HL, Bucher JR, Canipe J, Boorman GA. Myelotoxicity induced in female B6C3F1 mice by inhalation of methyl isocyanate. Environ Health Perspect 1987;72:143-148. 32. Hrhyhorczuk D, Aks S, Turk J. Unusual occupational toxins. Occup Med 1992;3:567-586. 33. IARC. Tobacco smoking. IARC Monographs on the Evaluation of the Carcinogenic Risk of Chemicals to Humans. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1986;38:97-98. 34. James J, Buettner L, Hsu S. Sensory irritation of methyl isocyanate vapor. J Appl Toxicol 1987;7:147-148. 35. Järvinen P, Engström K, Riihimäki V, Ruusuvaara P, Setälä K. Effects of experimental exposure to triethylamine on vision and the eye. Occup Environ Med 1999;56:1-5. 36. Jeevaratnam K, Sugendran K, Vaidynathan C. Influence of methylamine and N,N- dimethylurea, the hydrolysis products of methyl isocyanate, on its systemic toxicity. J Appl Toxicol 1993;13:15-18. 37. Jeevaratnam K, Vaidynathan C. Acute toxicity of methyl isocyanate in rabbit: In vitro and in vivo effects on rabbit erythrocyte membrane. Arch Environ Contam Toxicol 1992;22:300- 304. 38. Jeevaratnam K, Vijayaraghavan R, Kaushik M, Vaidynathan C. Acute toxicity of methyl isocyanate in mammals. II. Induction of hyperglycemia, lactic acidosis, uraemia, and hypothermia in rats. Arch Environ Contam Toxicol 1990;19:314-318. 39. Jeevaratnam K, Vidya S. In vivo and in vitro effects of methyl isocyanate on rat brain mitochondrial respiration. Arch Environ Contam Toxicol 1994;27:272-275. 40. Jeevaratnam K, Vidya S, Vaidynathan C. In vitro and in vivo effect of methyl isocyanate on rat liver mitochondrial respiration. Toxicol Appl Pharmacol 1992;117:172-179. 41. Kamat S, Patel M, Pradhan P, Taskar S, Vaidya P, Kolhatkar V, Gopalani J, Chandarana J, Dalal N, Naik N. Sequential respiratory, psychologic and immunologic studies in relation to methyl isocyanate exposure over two years with model development. Environ Health Perspect 1992;97:241-253. 42. Karlsson D, Dalene M, Skarping G. Determination of complex mixtures of airborne isocyanates and amines. Part 5. Determination of low molecular weight aliphatic isocyanates as dibutylamine derivatives. Analyst 1998;123:1507-1512. 43. Karol MH, Kamat SR. The antibody response to methyl isocyanate: experimental and clinical findings. Bull Eur Physiopathol Respir 1988;23:591-597. 44. Kimmerle G, Eben A. Zur Toxicität von Methylisocyanat und dessen Quantitativer Bestimmung in der Luft. Arch Toxicol 1964;20:235-241. (tyska) 45. Kraus L, Kraus A. The search for the uremic toxin: the case for carbamoylation of amino acids and proteins. Wien Klin Wochenschr 1998;110:521-530. 46. Lilja B-G, Westberg H, Nayström P. Kartläggning av isocyanater i gjuterier. Etapp 1- Emissionsmätningar. Jönköping, Svenska Gjuteriföreningen, 1999. 27 47. Lilja B-G, Westberg H, Nayström P. Kartläggning av isocyanater i gjuterier. Etapp 2- Exponeringsmätningar. Jönköping, Svenska Gjuteriföreningen, 2000. 48. Lindahl R, Zweigbergk P, Östin A, Levin J-O. Diffusive sampling of low-molecular isocyanates. International Conference - Measuring Air Polluants by Diffusive Sampling, 26- 28 September 2001, Montpellier, Frankrike. 49. McConnell E, Bucher J, Schwetz B, Gupta B, Shelby M, Luster M, Brody A, Boorman G, Richter C, Stevens M, Adkins B. Toxicity of methyl isocyanate. Environ Sci Technol 1987;21:188-193. 50. Mehta P, Mehta A, Mehta S, Makhijani A. Bhopal tragedy´s Health effects - A review of methyl isocyanate toxicity. J Am Med Assoc 1990;264:2781-2787. 51. Misra U, Kalita J. A study of cognitive functions in methyl isocyanate victims one year after Bhopal accident. Neurotoxicology 1997;18:381-386. 52. Pearson P, Slatter J, Rashed M, Han D-H, Grillo M, Baillie T. S-(N-methylcarbamoyl)- glutathione: A reactive S-linked metabolite of methyl isocyanate. Biochem Biophys Res Commun 1990;166:245-250. 53. Ramachandran P, Gandhe B, Venkateswaran K, Kaushik M, Vijayaraghavan R, Agarwal G, Gopalan N, Surynarayana M, Shinde S, Srimachari S. Gas chromatographic studies of the carbamylation of haemoglobin by methylisocyanate in rats and rabbits. J Chromat 1988;426:239-247. 54. Römpp H, Falbe J, eds. Römpp-Lexicon Chemie. 10th ed. Stuttgart: Georg Thieme Verlag 1997:2000. (tyska) 55. Sax N. Dangerous properties of industrial materials. 6th ed. New York, NY: Van Nostrand, 1984:1864. 56. Saxena AK, Paul BN, Sinha M, Dutta KK, Das SN, Ray PK. A study on the B cell activity in protein deficient rats exposed to methyl isocyanate vapour. Immunopharmacol Immunotoxicol 1991;13:413-424. 57. Schwetz B, Adkins B, Harris M, Moorman M, Sloane R. Methyl isocyanate: Reproductive and developmental toxicology studies in Swiss mice. Environ Health Perspect 1987;72:149- 152. 58. Shelby M, Allen J, Caspary W, Haworth S, Iwett J, Kligerman A, Luke C, Mason J, Myhr B, Tice R, Valencia R, Zeiger E. Results of in vitro and in vivo genetic toxicity tests on methyl isocyanate. Environ Health Perspect 1987;72:183-187. 59. Skarping G, Dalene M, Lind P, Karlsson D, Adamsson M, Spanne M. Rapport Isocyanater. Institutionen för yrkes- och miljömedicin, Lund 2001. ISBN:91-630-8237-3. 60. Slatter J, Rashed M, Pearson P, Han D-H, Baillie T. Biotransformation of methylisocyanate in the rat. Evidence for glutathione conjugation as a major pathway of metabolism and implications for isocyanate mediated toxicities. Chem Res Toxicol 1991;4:157-161. 61. Srimachari S, Chandra H. The lessons of Bhopal (toxic) MIC gas disaster scope for expanding global biomonitoring and environmental specimen ranking. Chemosphere 1997;34:2237-2250. 62. Stevens M, Fitzgerald S, Ménache M, Costa D, Bucher J. Functional evidence of persistent airway obstruction in rats following a two-hour inhalation exposure to methyl isocyanate. Environ Health Perspect 1987;72:89-94. 63. Tepper JS, Wiester MJ, Costa DL, Watkinson WP, Weber MF. Cardiopulmonary effects in awake rats four and six months after exposure to methyl isocyanate. Environ Health Perspect 1987;72:95-103. 64. Troup CM, Dodd DE, Fowler EH, Frank FR. Biological effects of short-term, high- concentration exposure to methyl isocyanate. II Blood chemistry and hematologic evaluations. Environ Health Perspect 1987;72:21-28. 65. Tucker A, Bucher J, Germolec D, Silver M, Vore S, Luster M. Immunological studies on mice exposed subacutely to methyl isocyanate. Environ Health Perspect 1987;72:139-141. 28 66. Uraih LC, Talley FA, Mitsumori K, Gupta BN, Bucher JR, Boorman GA. Ultrastructural changes in the nasal mucosa of Fischer 344 rats and B6C3F1 mice following an acute exposure to methyl isocyanate. Environ Health Perspect 1987;72:77-88. 67. Varma DR. Epidemiological and experimental studies on the effects of methyl isocyanate on the course of pregnancy. Environ Health Perspect 1987;72:153-157. 68. Varma DR, Ferguson J, Alarie Y. Inhibition of methyl isocyanate toxicity in mice by starvation and dexamethasone but not by sodium thiosulfate, atropine, and ethanol. J Toxicol Environ Health 1988;24:93-101. 69. Varma DR, Guest I, Smith S. Dissociation between maternal and fetal toxicity of methyl isocyanate in mice and rats. J Toxicol Environ Health 1990;30:1-14. 70. Vijayan V, Sankaran K. Relationship between lung inflammation, changes in lung function and severity of exposure in victims of Bhopal tragedy. Eur Respir J 1996;9:1977-1982. 71. Weill H. Disaster at Bhopal: The accident, early findings and respiratory health outlook in those injured. Bull Eur Physiopathol Respir 1988;23:587-590. 72. Worthy W. Methyl isocyanate: The chemistry of hazard. Chemical & Engineering News 1985:27-33. 73. Wynckel A, Randoux C, Millart H, Desroches C, Gillery P, Canivet E, Chanard J. Kinetics of carbamylated haemoglob in acute renal failure. Nephrol Dial Transplant 2000;15:1183-1188. 29 Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden Metylisoamylketon February 6, 2002 Underlaget uppdaterar tidigare vetenskapligt underlag från 1992 (6). Kemisk-fysikaliska data. Användning CAS nr 110-12-3 Synonymer 5-metylhexan-2-on, 5-metyl-2-hexanon, isoamylmetylketon, isopentylmetylketon, MIAK Formel CH3COCH2CH2CH(CH3)2 Molekylvikt 114,19 Kokpunkt 144°C Smältpunkt -73,9°C Flampunkt (”closed cup”) 43oC Densitet 0,813 g/ml Ångtryck (20°C) 0,2 kPa (6); 0,6 kPa (10) Mättnadskoncentration 5900 ppm (20°C) Löslighet i vatten 5,4 g/l Omräkningsfaktorer (20°C) 1 mg/m3= 0,211 ppm 1 ppm=4,74 mg/m3 MIAK är en klar, färglös, brännbar vätska med skarp, söt doft. Lukttröskeln har angivits till 0,01 (11) och 0,18 ppm (3). Det senare värdet har beräknats med QSAR (Quantitative Structure-Activity Relationship). Ämnet är något lösligt i vatten och lösligt i alkohol och eter (10). Det används som lösningsmedel för nitrocellulosa, cellulosaacetat, akryl- och vinylcopolymerer (11). Upptag, biotransformation, utsöndring Upptag av MIAK vid inhalation och peroral administration har studerats på råtta. Den högsta koncentrationen i blod uppmättes efter 4 timmar (138 µg/ml) vid 6 timmars inhalationsexponering för 1950 ppm och efter 1 timme (94 µg/ml) vid peroral engångsadministration av 1830 mg/kg bw. Halveringstiderna i blod var 0,7 timmar efter inhalation och 5,3 timmar efter peroral administration (5). Hudupptag antyds av dermalt LD50 (8), men upptagsdata saknas. Fördelnings- koefficienten vatten/luft för MIAK har uppgivits till 240 (1), medan fördelnings- koefficienten oktanol/vatten rapporterats vara 52,5 (3), respektive 75,9 (9). 30 Toxiska effekter MIAK har relativt låg akut toxicitet. LD50 vid peroral administration (mus, råtta) har rapporterats vara 2542-4760 mg/kg bw (8, 9, 11), medan LD50 vid hud- applikation på kanin har uppgivits till 8130 mg/kg bw (8). Ett LC50 mellan 2000 och 4000 ppm förelåg i en inhalationsstudie på råtta (4 timmar) (0/6 råttor dog vid 2000 ppm, 6/6 dog vid 4000 ppm) (8). LC50 på råtta vid 6 timmars exponering för MIAK kalkylerades i en opublicerad studie (citerad i referens 10) till 3813 ppm. I samma studie rapporterades ögonirritation, narkos, minskad andningshastighet och ett dödsfall (1/4) vid 6 timmars exponering för 3200 ppm, påverkan på CNS (minskat respons för ljud) vid motsvarande exponering för 1600 ppm och inga påvisbara effekter vid exponeringsnivån 800 ppm (10). RD50 (50%-ig reduktion av andningshastigheten på grund av sensorisk irritation av övre luftvägarna) på mus rapporterades i en studie till 1232 ppm vid 5 minuters exponering för MIAK (Muller & Greff, 1984, citerad i referens 7). Inhalation av 416-1515 ppm MIAK under 15 minuter visades i en annan studie minska and- ningshastigheten hos mus med 27-61% och RD50 bestämdes till 1222 ppm (2). Näsirritationströskeln för MIAK hos människa har kalkylerats med QSAR till 2042 ppm (3). Påverkan på nervsystemet, mätt som reduktion av total duration av orörlig- hetsperioder under ett 3-minuters simtest (”behavioural despair” swimming test), rapporterades vid 4 timmars helkroppsexponering av mus för 270-637 ppm MIAK. ID50 dvs den lufthalt som ger en 50%-ig försämring i testet beräknades till 446 ppm, medan den lägsta exponeringsnivån (270 ppm) gav en 26%-ig minsk- ning av orörlighetsperiodernas duration (2). Betydelsen av detta simtest för att bedöma graden av toxicitet är dock oklar (11). I ett inhalationsförsök på råtta med 12 exponeringar under 16 dagar (6 tim- mar/dag, 5 dagar/vecka) för 970 eller 2090 ppm MIAK rapporterades CNS- påverkan, dvs lätt letargi och försämrad hörselreaktion (”aural response”) under exponeringarna vid lufthalten 2090 ppm. Dosberoende ökning av absolut (ej sign. hos handjur) och relativ levervikt, ökad relativ njurvikt (ej sign. hos hondjur vid 2090 ppm) samt hos handjur histopatologiska förändringar (hyalindegeneration eller hyalindroppsbildning) i njurkanalernas epitelceller påvisades också. Inga tecken på lever- eller njurskada observerades dock vid klinisk-kemisk analys (5). Vid motsvarande exponering för 210, 1030 eller 2080 ppm MIAK under en 96- dagarsperiod (69 exponeringar) observerades till en början dosberoende påverkan på CNS vid de båda högre dosnivåerna. Lätt letargi och försämrad hörselreaktion påvisades senare endast vid lufthalten 2080 ppm. Porfyrinliknande missfärgning runt ögon, nos och mun (tolkades som tecken på lätt irritation) sågs också vid de båda högre dosnivåerna, liksom en signifikant dosberoende ökning av absolut och relativ levervikt. Vid histopatologisk undersökning noterades dosberoende lever- förändringar, bl a minimal/måttlig hypertrofi av hepatocyter och hos handjur även minimal/mild nekros. Njurpåverkan observerades främst hos handjur. Tecken på mild/måttlig regeneration av tubulärt epitel i njurarna påvisades vid de båda högre dosnivåerna, vid 1030 ppm dock endast hos handjur. Vid den högsta dosen 31 visades också möjligen ökad hyalindroppsdegeneration i njurkanalernas epitel- celler hos handjur. Signifikant ökad absolut och relativ njurvikt rapporterades hos handjur vid 1030 och 2080 ppm och ökad relativ njurvikt hos hondjur vid 2080 ppm. Inga tecken på lever- eller njurskada kunde påvisas vid klinisk-kemisk analys. NOEL i studien var 210 ppm (5). I en opublicerad inhalationsstudie uppgavs att inga exponeringsrelaterade effekter påvisades på råtta vid upprepad exponering för 400 ppm MIAK 6 tim- mar/dag, 5 dagar/vecka (12 tillfällen) (10). I samma arbete uppgavs att effekter observerades vid sondmatning med 1000, 2000 eller 4000 mg/kg bw MIAK, 5 dagar/vecka under 3 veckor. Vid den högsta dosen påverkades centrala nerv- systemet (CNS depression) och alla djur dog inom 1,5 timme. Vid administration av 2000 mg/kg bw rapporterades bl a kronisk irritation av magsäcksslemhinnan, hypertrofi av leverceller och bildning av hyalindroppar i njurarna. Vid dosnivån 1000 mg/kg bw noterades endast smärre irritation av magsäcken. Vidare rapport- erades att peroral administration till råtta av 2000 mg/kg bw/dag, 5 dagar/vecka under 13 veckor gav något förhöjda värden på leverenzymer, ökade absoluta och relativa lever- och binjurevikter, ökade relativa njurvikter samt histopatologiska förändringar i levern (degeneration, hypertrofi, hyperplasi) och magsäcksslem- hinnan (kronisk irritation) (10). Vid applikation av outspädd MIAK på kaninhud indikerades i en studie ingen hudirritation inom 24 timmar dvs förändringen bedömdes som grad 1 av 10 . MIAK gav i samma studie grad 2 av 10 vid applikation i kaninöga (8). Mutagenicitet, carcinogenicitet, reproduktionseffekter Inga data har påträffats i litteraturen. Dos-effekt/dos-responssamband Kane et al. (4) visar i en studie över olika irriterande ämnen (dock ej MIAK) att RD50-nivåer från mus ofta ger otolererbar irritation i ögon och övre luftvägar hos människa. I samma studie påvisas att viss irritation vanligen uppträder hos män- niska vid en lufthalt motsvarande 10% av ett RD50-värde. Man har också visat god överensstämmelse mellan ACGIHs gränsvärden (1991) baserade på sensorisk irritation och lufthalter som motsvarar 3% av RD50-nivån dvs ett värde som ligger mitt emellan 1% och 10% av RD50 på en logaritmisk skala (7). Dos-effektsamband i djurförsök vid inhalation sammanfattas i tabell 1. RD50- värdet för MIAK på mus har angivits till ca 1200 ppm och en 27%-ig reduktion av andningshastigheten observerades vid ca 400 ppm (2, 7). I en relativt omfattande studie (5) med påverkan på lever, njurar och CNS samt irritation, angavs NOEL till 210 ppm. 32 Tabell 1. Effekter på försöksdjur vid inhalationsexponering för MIAK. Exponering Djurslag Effekter Ref. 2090 ppm, 6 tim/d, 5 d/v, 16 d, 12 exponeringar råtta lätt letargi och försämrad hörselreaktion, ngt ökade lever- o njurvikter, histopatologiska förändringar i njurar hos handjur 5 2080 ppm, 6 tim/d, 5 d/v, 96 d, 69 exponeringar råtta letargi och försämrad hörselreaktion, ngt ökade lever- o njurvikter, histopatologiska förändringar i lever o njurar, tecken på lätt irritation av ögon och luftvägar 5 1232 ppm, 5 min mus RD50 7 1222 ppm, 15 min mus RD50 2 1030 ppm, 6 tim/d, 5 d/v, 96 d, 69 exponeringar råtta lätt letargi och försämrad hörselreaktion till en början, ngt ökade lever- och njurvikter, histo- patologiska förändringar i lever o hos handjur även i njurar, tecken på lätt irritation av ögon och luftvägar 5 970 ppm, 6 tim/d, 5 d/v, 16 d, 12 exponeringar råtta ngt ökade lever- o njurvikter, histopatologiska förändringar i njurar hos handjur 5 416 ppm, 15 min mus 27%-ig reduktion av andningshast 2 210 ppm, 6 tim/d, 5 d/v, 96 d, 69 exponeringar råtta inga exponeringsrelaterade effekter 5 Slutsatser Det saknas humandata för att fastställa kritisk effekt vid yrkesmässig exponering för MIAK. Begränsade djurdata talar för att kritisk effekt vid korttidsexponering är slemhinneirritation i luftvägarna. Referenser 1. Amoore JE, Hautala E. Odor as an aid to chemical safety: odor thresholds compared with threshold limit values and volatilities for 214 industrial chemicals in air and water dilution. J Appl Toxicol 1983;3:272-290. 2. De Ceaurriz J, Micillino JC, Marignac B, Bonnet P, Muller J, Guenier JP. Quantitative evaluation of sensory irritating and neurobehavioural properties of aliphatic ketones in mice. Food Chem Toxicol 1984;22:545-549. 3. Hau KM, Connell DW, Richardson BJ. Use of partition models in setting health guidelines for volatile organic compounds. Regul Toxicol Pharmacol 2000;31:22-29. 4. Kane LE, Barrow CS, Alarie Y. A short-term test to predict acceptable levels of exposure to airborne sensory irritants. Am Ind Hyg Assoc J 1979;40:207-229. 5. Katz GV, Renner ER, Terhaar CJ. Subchronic inhalation toxicity of methyl isoamyl ketone in rats. Fund Appl Toxicol 1986;6:498-505. 33 6. Lundberg P (red). Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden. 9. Arbete och Hälsa 1992;2:11-20. Arbetsmiljöinstiutet, Solna. 7. Schaper M. Development of a database for sensory irritants and its use in establishing occupational exposure limits. Am Ind Hyg Assoc J 1993;54:488-544. 8. Smyth HF, Carpenter CP, Weil CS, Pozzani UC, Striegel JA. Range-finding toxicity data: list VI. Am Ind Hyg Assoc J 1962;23:95-107. 9. Tanii H, Tsuji H, Hashimoto K. Structure-toxicity relationship of monoketones. Toxicology Letters 1986;30:13-17. 10. Topping DC, Morgott DA, David RM, O´Donoghue JL. Ketones. In: Clayton GD, Clayton FE, eds. Patty´s Industrial Hygiene and Toxicology,. 4th ed. New York: John Wiley & Sons, 1994:1739-1878. 11. Wibowo AAE. DEC and NEG basis for an occupational health standard. 7/8-Carbon chain aliphatic monoketones (2-heptanone, 3- heptanone, ethylamylketone and methylisoamylketone). Arbete och Hälsa 1990;2:1-44. Arbetsmiljöinstitutet, Solna. 34 Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden Toluen 20020-20-06 Denna rapport baseras i huvudsak på ett kriteriedokument från Nordiska Expertgruppen (162). Kriteriegruppen har tidigare publicerat ett vetenskapligt underlag för toluen 1981 (137). Kemisk-fysikaliska data. Förekomst. CAS nr: 108-88-3 Synonymer: metylbensen, fenylmetan, toluol, metylbensol Summaformel: C7H8 Strukturformel: Molvikt: 92,13 Kokpunkt: 110,6oC Smältpunkt: -95oC Densitet: 0,876 g/ml (20°C) Ångtryck: 3,73 kPa (20°C) Mättnadskoncentration: 142 000 mg/m3 (25°C) Omräkningsfaktorer (25oC): 1 ppm = 3,75 mg/m3 1 mg/m3 = 0,267 ppm Toluen är en högvolym-kemikalie och miljontals ton används varje år. Toluen är vid rumstemperatur en klar, färglös vätska med en obehaglig aromatisk lukt. Lukttröskeln som har rapporterats i olika studier ligger i intervallet 1,5 till 262,5 mg/m3 (2, 43, 121). Orsaken till variationen i rapporterad lukttröskel är okänd. Toluen kan dock kännas i luftkoncentrationer som ligger i den nedre delen av det rapporterade lukttröskelintervallet. I en studie med frivilliga försöks- personer upplevdes en ökad lukt vid den lägsta koncentrationen som testades, 37,5 mg/m3 (3). Toluen är endast obetydligt lösligt i vatten, ca 6,5 mmol/l vid 20°C. Toluen är lösligt i aceton och koldisulfid och blandbart med de flesta etrar, CH3 35 ketoner, alkoholer, estrar samt alifatiska och aromatiska kolväten. Toluen bildar azeotropa blandningar med många av de lösningsmedel som nämns ovan. Toluen används som lösningsmedel i ett stort antal produkter som till exempel bitumen, tjära, färg, lacker, fetter samt naturliga och syntetiska hartser. Arbetare inom den kemiska industrin och färgindustrin och arbetare som använder produkter som innehåller toluen (t.ex. målare) kan vara yrkesmässigt exponerade. Den huvud- sakliga exponeringen för toluen sker genom inandning av ångor och aerosoler samt via hudkontakt med vätskor. Vid produktion av toluen i den kemiska industrin är en rimlig korttidsexponering i ett värsta fall-scenario 100 mg/m3, medan en typisk exponeringsnivå för ett fullt arbetsskift är låg, 3 mg/m3. Vid produktion av produkter som innehåller toluen är en rimlig korttidsexponering i ett värsta fall-scenario 200 mg/m3, medan en typisk exponeringsnivå för ett fullt arbetsskift är låg, 4 mg/m3. Yrkesmässig användning av produkter som innehåller toluen kan leda till höga exponeringsnivåer. En typisk exponeringsnivå för ett fullt arbetsskift vid användning av lim och tryckfärg som innehåller toluen, ligger på 75 mg/m3. Dessa värden är tagna från EU:s riskbedömningsdokument om toluen (24). Upptag, biotransformation, utsöndring Den huvudsakliga exponeringsvägen för toluen är inandning av ånga. Data från experimentell exponering av frivilliga försökspersoner visar att fysiskt arbete leder till ökat upptag av toluen (16, 146). En arbetsbelastning på 50 W och expo- nering för 300 mg/m3 (80 ppm) toluen i 2 timmar resulterade inte i steady-state för blodkoncentrationen av toluen hos 12 försökspersoner. Toluenupptaget var 2,4 gånger högre än upptaget i vila. Vid arbete ökade lungventilationen 2,8 gånger. Koncentrationerna av toluen i alveolär luft och alveolärt blod ökade med ökad arbetsbelastning (0–150 W i perioder om 30 minuter) (16). Vid högre arbets- belastning minskade dock andelen toluen som togs upp (endast 29 % vid 150 W jämfört med 52 % vid vila). Detta pekar på att upptaget är begränsat av elimin- eringshastigheten för toluen från lungorna via blodet (77). Mängden absorberat toluen ökade med ökad mängd kroppsfett (17). Hos nio frivilliga män som expon- erades för 200 mg/m3 (53 ppm) toluen under 2 timmar med en arbetsbelastning på 50 W var det totala upptaget av toluen 50% av det inandade (78). Absorptionshastigheten för rent toluen genom huden vid steady-state har rapporterats vara 14,5 nmol/cm2/min (80 µg/cm2/h) (145) i humanhud in vitro. Liknande värden på 8,5 och 12,5 nmol/cm2/min har rapporterats från djurförsök (140, 141). Om ECETOC-kriterier för hudmärkning tillämpas (26), dvs. expo- nering av 2 000 cm2 hud (ungefär motsvarande huden på händerna och under- armarna) under 1 timme (motsvarande exponering av 250 cm2 hud eller 70 % av en hand i 8 h) och genom att använda ovanstående data för människa, fås att dosen som absorberas via huden är 1,7 mmol toluen. Detta motsvarar 16 % av mängden som absorberas vid 8 timmars inhalationsexponering vid 50 ppm (10,8 mmol). Upptaget vid inandning beräknades med antagandet att exponeringen motsvarade det gällande svenska hygieniska gränsvärdet (50 ppm, 8-h tidsvägt 36 medelvärde (TWA)), 10 m3 inhalerad luft under 8 timmar och en lungretention på 50 %. Hudabsorption av toluen i vätskeform kan sålunda resultera i signifikant systemisk exponering. Försök på frivilliga försökspersoner indikerar att vid exponering av hela kroppen för toluenånga bidrar upptaget via huden med ungefär 1–2 % av den systemiska exponeringen (10, 103, 116). Toluen tycks absorberas bra efter oral exponering (162). Toluen sprids allmänt i kroppsvävnaderna, inklusive placenta och har hög affinitet till fettvävnad. Hos människor är fördelningskoefficienten för fett- vävnad/blod 81–83 (123, 124) för toluen. Biotransformation av toluen sker i huvudsak genom oxidation i levern. Ungefär 20 % av det absorberade toluenet elimineras oförändrat med utandningsluften. Av resterande 80 % oxideras ungefär 99 % via bensylalkohol och bensaldehyd till bensoesyra. Återstående 1 % oxideras i den aromatiska ringen och bildar orto-, meta- och para-kresol (157, 158). Bensoesyran kopplas till glycin och bildar hippursyra som utsöndras i urinen. Elimineringskurvor för toluen i blod hos exponerade arbetare befanns innehålla minst tre eliminationsfaser med medianhalveringstider på 9 minuter, 2 timmar och 90 timmar. Det senare värdet återspeglar minskningen av toluen i fettvävnaden (94). Halveringstiden för toluen i fettvävnad hos människor är omkring 3 dagar (17). Tidsperioden under vilken ackumuleringen sker kan beräknas genom att multiplicera halveringstiden med 5, dvs. 15 dagar varefter steady-state uppnås. Slutsatsen är därför att även om en viss ackumulering av toluen sker, ackumuleras inte toluen i kroppen under någon längre tid jämfört med exempelvis PCB som har en halveringstid på flera år. Biologisk exponeringsmätning Mätningar av toluen i blod, urin och utandningsluft utgör tillförlitliga markörer för exponering för toluen. Mätning av toluenmetaboliter används också för att uppskatta toluenexponeringen hos människor. Hippursyra bildas när toluen metaboliseras i kroppen. Vanligen används HPLC (High Performance Liquid Chromatography) med UV-detektor för att mäta hippursyra i urin. Andra metaboliter som o-kresol, bensylacetylcystein, eller S-p-metylbensylacetylcystein kan också mätas (143). Korrelationen mellan toluenexponering (luftkoncentra- tionen multiplicerad med tiden) och koncentrationen av hippursyra i urin efter exponering är god. Det finns dock en bakgrundsnivå för hippursyra i urin hos människa, som en produkt av den endogena metabolismen och från metabolismen av ämnen som finns i livsmedel. I västvärlden kan man vid exponeringsnivåer under 100 ppm (375 mg/m3) inte använda hippursyra i urin för att skilja en exponerad person från en icke exponerad person, eftersom skillnaden mellan bakgrundsnivån och den toluengenererade nivån är för liten (74). Det finns dock en geografisk variation för bakgrundsnivåerna av hippursyra i urin. I vissa länder (t.ex. Taiwan och Kroatien) är bakgrundsnivån för hippursyra låg. I dessa delar av världen är det därför möjligt att använda denna metabolit som en biomarkör för 37 toluenexponering även vid exponeringsnivåer som är lägre än 100 ppm (19, 143, 147, 149). Toxiska effekter Humandata Toluen har en avfettande effekt på huden. Efter upprepade exponering kan irritativt kontakteksem utvecklas (11, 38, 153). Fem minuters exponering för 1,5 ml toluen på en hudyta som var 3,1 cm2 ledde till betydande hudrodnad och ökat blodflöde mätt med laserdoppolerteknik (151). Studier av frivilliga försöks- personer som exponerats i vila visar att en försämring av luftens kvalitet och en ökad lukt upplevs runt 10 ppm (37,5 mg/m3), medan besvär med ögonirritation börjar vid luftkoncentrationer runt 100 ppm (375 mg/m3) (3, 27). Njurskador har beskrivits som en följd av höga exponeringsnivåer i samband med arbetsplats- olyckor eller missbruk (114, 120, 143). Tre äldre studier i yrkesmiljö visade inte något samband mellan toluenexponering och njurskada (4, 34, 93). I en nyligen utförd longitudinell studie av 92 fotogravyrtryckare och 74 kontrollpersoner drog man slutsatsen att toluen vid 50 ppm (187,5 mg/m3) inte kunde sättas i samband med någon påvisbar renal dysfunktion som undersöktes med olika markörer i blod och urin (131). Akuta neuropsykologiska effekter av toluen har undersökts i ett antal studier av frivilliga försökspersoner (3, 12, 13, 20, 27, 28, 53, 58, 112, 154). Huvudvärk, yrsel, berusningskänsla, irritation och sömnighet rapporterades i flera av studierna vid toluenkoncentrationer inom intervallet 75–150 ppm (281-562,5 mg/m3). I en studie uppträdde huvudvärk, ögonirritation och ett ökat antal sömnepisoder vid 75 ppm (281 mg/m3) och däröver (27). I samma studie försämrades resultaten i prestationstester vid 150 ppm. Eftersom koncentrationer under 75 ppm inte testades ger denna test inte något NOAEL (no observed adverse effect level). På grund av flera begränsningar och oklarheter i försöksuppläggningen och rapporteringen beaktas denna studie inte vidare. I en annan studie (3) rapporteras att koncentrationer upp till 40 ppm inte ledde till några negativa effekter. I denna studie var LOAEL (lowest observed adverse effect level) 100 ppm för irritation i ögon och näsa, huvudvärk, yrsel, berusnings- känsla och en känsla av att prestationstester var mer ansträngande. Sex av sexton personer rapporterade inte någon irration vid 100 ppm, dvs. tio personer upplevde irritation. Den högsta individuella bedömningen var 64 på en skala med ett maximalvärde kallat stark irritation (=100). Irritationen kändes direkt efter att exponeringen påbörjades och var konstant under hela exponeringsdagen. Störningar i prestationsförmågan vid komplexa test och ökad reaktionstid i enkla test efter exponering för 100 ppm i 6 timmar (mestadels i vila, 30 minuter måttlig ansträngning under exponeringen) konstaterades hos sex friska vuxna i en experimentell studie där varje försöksperson fungerade som sin egen kontroll (112). Effekterna av lägre exponeringsnivåer studerades inte. Den subjektiva upplevelsen och effekter på prestationsförmågan vid en 6 timmars exponering för toluen studerades för 43 tryckare och 43 personer utan 38 någon tidigare exponering (12). Hälften av varje grupp av försökspersoner exponerades för luft, hälften exponerades för 100 ppm toluen i vila. Trötthet, irritation i ögon, näsa och hals ökade med toluenexponering. Fingerfärdighet, färgurskillningsförmåga och visuell perception försämrades. Människor som exponeras för mycket höga halter av toluen på grund av toluenmissbruk eller olyckor i industrin kan drabbas av allvarlig påverkan på nervsystemet, även dödlig CNS-påverkan. Andra effekter omfattar cerebellär, pyramidal och kognitiv dysfunktion som darrningar, ataxi och försämring av minnet. Hjärnatrofi som tillskrivits toluenexponering har identifierats hos tunga missbrukare (8, 32, 74, 75, 122, 143). Ett antal tvärsnittsstudier har publicerats i vilka en toluenexponerad grupp arbetare har jämförts med en matchad kontrollgrupp. Tyvärr saknas i allmänhet exponeringsdata som täcker personernas totala exponeringshistoria i dessa studier och endast nyligen inträffad exponering är någorlunda väldokumenterad. Eftersom effekterna som observerats i dessa tvärsnittstudier kan ses som en ackumulering av effekter som inducerats under hela den yrkesmässiga exponeringsperioden, vilken normalt är många år, är det nödvändigt att ha information om hela perioden för att kunna identifiera LOAEL och NOAEL för effekterna. Man måste anta att exponeringsnivåerna har ändrats under åren på grund av ändringar i industriella processer och hygienåtgärder. I dessa studier har rapporterats en ökad förekomst av subjektiva besvär (trötthet, nyligen inträffad minnesförlust, koncentrations- svårigheter, humörsvängningar, depressionskänsla, retlighet, huvudvärk, yrsel, sömnstörningar, känselförnimmelser, tryck över bröstet, sexualproblem) (75, 161), neuropsykologiska störningar (6, 30, 35, 57), elektrofysiologiska för- ändringar (1, 148) och ökad förekomst av neurasteniska besvär, närminnesbesvär och kronisk toxisk encefalopati (CTE) (72, 161) i gruppen som exponerats för toluen. I den senare studien (161) uppskattades exponeringsnivåerna i de två rotogravyrtryckerierna retrospektivt, baserat på personliga intervjuer, tidigare exponeringsmätningar och andra skriftliga rapporter om arbetsmiljön (tabell 1). Dessa uppskattningar visar att irreversibla effekter kan induceras vid exponering under flera år vid koncentrationer i intervallet 40–1 700 mg/m3. Exponerings- nivåerna kan ha varit ännu högre under tidigare år som föregick exponerings- uppskattningen. Två tvärsnittsstudier av arbetare antyder att yrkesmässig exponering för toluen ökar risken för att utveckla yrkesmässigt bullerrelaterad hörselskada vid höga frekvenser (83, 84). I den första studien (83) studerades fyra grupper med arbe- tare: oexponerade (bullernivå <85 dB(A) och inget toluen), bullerexponerade (bullernivå 88–97 dB(A) och inget toluen); buller- och toluenexponerade (buller- nivå 88–98 dB(A) och toluenkoncentration 281–2 250 mg/m3) samt exponerade för organiska lösningsmedelsblandningar (bullernivå <85 dB(A) och exponering för fyra lösningsmedel). I den andra studien (84) studerades en grupp arbetare som exponerats för olika bullernivåer och en blandning av toluen, etylacetat och etanol. Toluenkoncentration var 0,14 till 919 mg/m3 och bullernivåerna låg inom intervallet 71–93 dB(A). 39 Tabell 1. Uppskattade retrospektiva exponeringsnivåer för toluen vid två svenska rotogravyrtryckerier, från Ørbæk och Nise (161). År Retrospektiv exponeringsnivå (mg/m 3 ) Företag A Företag B -1955 570a 1,710 1956-57 1,710 1,710 1958-68 1,710 1,710 1969 950 1,710 1970-72 950 950 1973-74 610 950 1975-76 610 380 1977 610 250 1978-79 300 250 1980- 43 157 aExponering för ”Stoddard solvent” vid boktryckning. I två tvärsnittsstudier av arbetare som yrkesmässigt exponerats för toluen har antalet leukocyter i perifert blod mätts (56, 142). En svagt positiv korrelation till toluenexponering konstaterades i en av studierna (142). Dock låg antalet leuko- cyter i den exponerade gruppen inom det normala intervallet. Den andra studien visade inte på något samband mellan ett ökat antal leukocyter och toluenexpo- nering. Djurdata Toluen befanns vara svagt irriterande för huden hos kaniner (41) och måttligt till starkt irriterande för ögonen, även detta hos kaniner (42, 132). Tolueninducerat ödem i huden till följd av upprepad lokal administrering har också mätts hos kaniner och marsvin (150). Den genomsnittliga ökningen av hudveckstjockleken hos marsvin var 225 % efter 10 dagliga appliceringar. Reaktionen hos kaniner var likartad. Inga publicerade data har hittats när det gäller hudsensibilisering av toluen. Data från möss antyder att toluen kan orsaka irritation i andningsvägarna vid höga koncentrationer (25, 85, 92). Toluen har låg akut toxicitet vid inandning och oral administration. Hos råttor har LC50-värden vid inandning rapporterats i intervallet 20 000–50 000 mg/m3/6h (7, 14) och LD50-värden oralt i intervallet 5,5–7,5 g/kg (65, 128, 144, 156, 159). Ett dermalt LD50 på 12,4 g/kg har fastställt för kanin (128). Intraperitoneala LD50- värden på ungefär 2 g/kg har konstaterats för råttor och möss (29, 55, 67, 76). Effekten av upprepad inandning har undersökts i ett antal studier av råttor och möss, med exponeringstider som sträcker sig från 15 veckor till 2 år (40, 51). De mest relevanta studierna för att förutsäga effekter av långtidsexponering av män- niska, är 2-årsstudierna. Den huvudsakliga effekten av toluen på råttor som exponerades i 2 år för 600 respektive 1 200 ppm (2 250 respektive 4 500 mg/m3), 40 var toxicitet på luktepitelet och det respiratoriska epitelet både hos hanar och honor vid båda exponeringsnivåerna (51). I andra studier där särskilt effekterna på nervsystemet hos råttor efter inhala- tionsexponering har undersökts, konstaterades olika förändringar, däribland volymförändringar i vissa delar av hjärnan och neurokemiska förändringar. Exponeringsnivåerna varierade mellan 100 och 1 500 ppm (375–5 625 mg/m3) (49, 68, 70, 126, 127). Hörselförsämring hos toluenexponerade råttor har påvisats i ett antal studier, liksom beteendeförändringar och elektrofysiologiska förändringar vid inhalations- exponering av toluen mellan 900 och 1 400 ppm 14 h/dag, 7 dagar/vecka under 5–14 veckor (109, 110, 111, 113). Ett LOAEL på 1 000 ppm (14 h/dag, 2 veckor) och ett NOAEL på 700 ppm (14 h/dag, 16 veckor) konstaterades. Studier av kombinerad exponering för toluen och buller visar tydligt att det kan finnas en synergistisk effekt på hörseln av toluen och buller (62) (1 000 ppm toluen + 100 dB Leq (62); respektive 2 000 ppm toluen + 92 dB SPL (73)). Hos råttor som exponerats för toluen och hexan, med en koncentration av varje lösningsmedel på 1 000 ppm (3 750 mg/m3 toluen) observerades en synergistisk förlust av ljud- känslighet efter 3 månader (97). Toluenexponering orsakar en allvarlig progressiv förlust av hårcellerna i snäckan i innerörat (15, 60, 61, 73, 133). Upprepad oral sondmatning under 13 veckor orsakade nervcellsdöd i hjärnan hos råttor som fick 2 500 respektive 1 250 mg/kg/dag (51). Mutagenicitet, carcinogenicitet Toluen är inte mutagent för Salmonella typhimurium (9, 21, 47, 52, 59, 88, 89, 130). Toluen har inte befunnits inducera DNA-reparationsmedierad toxicitet för olika bakterier, genkonversion i jästen Saccharomyces cerevisiae eller genotoxiska effekter i Drosophila melanogaster (59, 79, 80, 81, 87, 88, 117, 118, 155). Toluen förefaller inte inducera biologiskt signifikanta ökningar av mutationer, systerkromatidutbyten, mikrokärnor eller DNA-skada in vitro i mammalieceller vid icke-cytotoxiska doser (18, 39, 59, 115, 125, 129, 160). Positiva resultat har uppnåtts i tre cytogenetikstudier som utförts i f.d. Sovjet- unionen under 1970-talet (54). Det har dock antytts att dessa signifikanta cyto- geniska reaktioner kan bero på kontaminering med bensen. I studier utförda på senare tid har inte toluen inducerat biologiskt signifikanta ökningar av mikro- kärnor och kromosomaberrationer i benmärgen hos möss och råttor eller DNA- skador i perifera blodceller, benmärg eller lever hos möss (37, 59, 81, 82, 105, 119). Toluen kan anses vara tillräckligt testat for att betraktas som icke-geno- toxiskt in vivo. Motstridiga resultat har fåtts i en mängd studier med biologisk mätning av olika genotoxiska effekter i perifera blodlymfocyter hos arbetare som exponerats för toluen i arbetsmiljön (5, 33, 36, 44, 45, 64, 71, 86, 95, 102, 104, 107). ”Con- founding” på grund av samtidig exponering för tryckfärg, andra lösningsmedel och olika genotoxiska ämnen i omgivningen kan i de flesta fall inte uteslutas. I några av de äldre studierna (33, 36) togs ingen hänsyn till rökning, som bedöms 41 öka kromosomaberrationerna med 10–20 % och systerkromatidutbytet med 5–8 % (96). Matchning för denna "confounder" var bristfällig i andra studier (95, 102). En tydlig synergistisk effekt mellan toluenexponering och rökning påvisades i en studie, dvs. den genotoxiska effekten av rökning förstärktes av toluen (45). Toluen var inte carcinogent för råttor eller möss som exponerades via inhalation under två år (40, 51). Toluen har använts som vehikelkontroll i ett stort antal hudcancerstudier på möss. Ingen klar ökning av hudtumörer som kan hänföras till toluen har noterats (54). Den carcinogena potentialen för toluen har utvärderats av IARC (54). IARC har bedömt toluen som icke klassificerbart vad avser carcinogenicitet för människa (IARC grupp 3). I utvärderingen nämns fyra fall-kontrollstudier innefattande ett flertal cancerlokalibationer. Resultaten kunde inte bedömas med hänsyn till toluen i sig, eftersom exponeringen gällde blandningar av lösningsmedel och inte för ren toluen. En kohort bestående av 1 020 rotogravyrtryckare i åtta anläggningar som exponerats för toluen och som varit anställda minst tre månader 1925–1985 studerades. Baserat på mätningarna under 1940- och 1950-talen var den maximala toluenkoncentrationen cirka 450 ppm, men den var endast cirka 30 ppm i mitten av 1980-talet. Exponering för bensen förekom till början av 1960-talet. Den totala dödligheten under observationsperioden 1952–1986 ökade inte jämfört med dödligheten i regionen. Ingen ökad dödlighet på grund av icke elakartade sjukdomar i lungorna, nervsystemet, gastrointestinalakanalen eller urinvägarna observerades. Det fanns ingen total ökning av tumörer under åren 1958–1985. Bland de specifika cancerformerna fanns det en betydande ökning av de i andningsorganen. Någon statistisk signifikans uppnåddes dock inte när endast hänsyn togs till personer med en exponeringsperiod på minst fem år och en latensperiod på minst tio år och inget dos-responssamband kunde fastställas (135). Dödligheten på grund av olika cancerformer i en kohort bestående av 6 830 manliga och 751 kvinnliga arbetare i den tyska rotogravyrindustrin har under- sökts. Dödsorsaken grundades på dödsattester. Eftersom dödsattesterna tas bort efter fem år i många tyska förbundsstater beräknades det verkliga antalet av orsaksbestämda dödsfall matematiskt baserat på den information som fanns tillgänglig om dödsorsakerna. Antalet dödsfall var 466. Den totala dödligheten på grund av cancer (100 observerade dödsfall, resulterande i 122,7 uppskattade döds- fall) skilde sig inte nämnvärt från det förväntade antalet på 127,7 dödsfall. En signifikant högre dödlighet på grund av skelett- och bindvävstumörer påvisades, baserat på ett lågt antal fall (7 observerade dödsfall, resulterande i 7,9 uppskattade dödsfall jämfört med 4,2 förväntade dödsfall). Även dödlighet på grund av tum- örer i lungor, luftstrupe och luftrör (35 observerade dödsfall, resulterande i 43,6 uppskattade dödsfall jämfört med 35,4 förväntade dödsfall) och hjärntumörer och tumörer i nervsystemet ökade (6 observerade dödsfall, resulterande i 9,1 upp- skattade dödsfall jämfört med 4,1), men inte till en nivå som uppnådde statistisk signifikans. Exponeringsinformationen var mycket begränsad och baserades på arbetsuppgifter (152). 42 Reproduktionseffekter Humandata I två oberoende studier av rotogravyrtryckare studerades effekterna på de manliga könshormonerna. De observerade effekterna var relativt små, med de flesta hormonnivåerna inom referensvärdena. En korrelation mellan aktuell exponering och nivåerna av några hormon påvisades. Även om effekterna inte kan betraktas som en skada, indikerar studierna att toluen eventuellt interfererar med det endokrina systemet (134, 136). Den eventuella inverkan av toluenexponering på fertiliteten undersöktes genom retrospektiva intervjuer i en tysk tvärsnittsstudie av 150 manliga och 90 kvinnliga arbetare. Resultatet av studien visar minskad fruktbarhet hos kvinnor i samband med exponering för toluen i låga halter. Kvinnorna arbetade uteslutande i stap- lings- och bokbinderiprocessen och den uppskattade totala exponeringen (på grundval av mätningar under tidigare år) bedömdes som låg (<10 ppm) (106). På grund av olika begräsningar kan emellertid inga klara slutsatser dras från denna studie. Begränsningarna i studien omfattar möjligheten för ”recall bias”, dvs. personer som upplevt en negativ händelse kan minnas exponeringen, vilket skiljer sig från dem som inte har upplevt den negativa händelsen. Mer än en graviditet per kvinna kunde inkluderas i studien och sådana graviditeter kan inte anses vara oberoende observationer. Vidare led studien av en ovaliderat lågt deltagande (39% för kvinnor). Orsaken till att många inte deltog undersöktes inte. Inga belägg för menstruationsstörningar kunde konstateras hos kvinnliga arbetare i en fabrik för tillverkning av högtalare som exponerades för toluen med en medelkoncentration på 88 ppm (330 mg/m3), i intervallet 50–150 ppm, jämfört med en intern (exponerad för 0–25 ppm toluen) och en extern kontrollgrupp (90). Ett flera fallbeskrivningar av mammor som föder barn med så kallad toluen- embryopati som ett resultat av toluensniffning under graviditeten har publicerats. Mikrocefali, liten bifrontal diameter, små ögonspringor, djupt liggande ögon, litet mellanansikte, lågt sittande utstående öron, små käkar, spatelformade finger- toppar, små fingernaglar, hypotoni och hyperreflexi konstaterades hos dessa barn. Totalt har ungefär 45 fall beskrivits i litteraturen (101). Dessa fall liknar väldigt mycket fetalt alkoholsyndrom och det kan finnas en gemensam mekanism. Spontanaborter bland kvinnor som arbetar i laboratorier, samt medfödda missbildningar och födelsevikten hos barnen, undersöktes i en retrospektiv fall- kontrollstudie (138). Man fann ett signifikant samband mellan spontanaborter och ofta förekommande exponering för toluen, men inget samband med medfödda missbildningar. Antalet personer i studien av missbildningar var alltför litet för att kunna dra några säkra slutsatser. Antalet spontanaborter bestämdes med hjälp av en reproduktionsenkät till 55 kvinnor med 105 graviditeter, där toluen var det enda lösningsmedel som de hade exponerats för (medel 88 ppm, intervall 50–150 ppm) och 31 kvinnor (68 graviditeter) som arbetade i samma fabrik på avdelningar där liten eller ingen exponering för toluen förekom (0–25 ppm). En extern kontrollgrupp bestående av 190 kvinnor (444 graviditeter) med samma socio-ekonomiska status, som besökte 43 ordinarie mödravård före och efter förlossningen, undersöktes också. Arbetarna exponerades för tämligen konstanta toluennivåer under arbetsskiftet. Expo- neringen för toluen bestämdes med hjälp av passiv personburen mätning (31, 91). Endast aborter genom skrapning efter diagnos av praktiserande läkare fastställdes och en klar skillnad gjordes mellan spontanaborter och inducerade aborter, genom ingående frågor om anledningen till skrapningen. Definitionen på spontanabort var att den skedde efter 12 veckors och innan 28 veckors graviditet. Signifikant högre antal spontanaborter noterades för de toluenexponerade kvinnorna jämfört med dem i de interna och externa kontrollgrupperna (12,9 % jämfört med 2,9–4,5 %). Skillnaden mellan grupperna berodde sannolikt inte på någon ”confounding” med de klassiska riskfaktorerna som moderns ålder, antalet graviditeter, rökning eller alkohol, eftersom hänsyn togs till dessa faktorer både vid studiedesignen och analysen (91). En svaghet hos studien är att få kvinnor bidrog till en stor andel av alla spontanaborter (4 kvinnor bidrog till 9 av 13 spontanaborter i gruppen som exponerades för höga halter toluen). Den använda statistiska modellen (”fixed effekt”) tar inte hänsyn till detta beroende mellan observationerna. Användningen av denna modell leder till en underskattning av osäkerheten hos uppskattningarna av effekten i detta sammanhang. Det vore lämpligare att använda en logistisk regressionsmodell (”random effect logistic regression model”). Skillnaderna i antalet spontanaborter mellan gruppen som exponerades för höga halter toluen och kvinnorna som besökte mödravården förblir troligen signifikanta även i den senast nämnda effektmodellen. Djurdata Vid en 15-veckors inhalationsstudie konstaterades inga toluenrelaterade effekter på spermiemorfologin och vaginalcytologin hos råttor som exponerades för 100, 625 och 1 250 ppm toluen 6,5 h/dag, 5 dagar/vecka. Signifikant och dosrelaterad minskning av antalet spermier och minskad bitestikelvikt konstaterades för råttor som exponerades via inhalation för en koncentration på 2 000 ppm (7 500 mg/m3) under 6 h/dag i 90 dagar. NOAEL var 600 ppm (2 250 mg/m3) (99). Inhalation av höga koncentrationer toluen (4 000–6 000 ppm) under 2 h/dag i 5 veckor ledde till minskat spermieantal och minskad spermiekvalitet samt minskad förmåga att penetrera ägg in vitro. Exponeringen gav också narkotisk påverkan, tårproduktion, ataxi och darrningar samt minskad kroppsviktsökning (98). Lägre fostervikt, lägre födelsevikt och försenad postnatal utveckling har rapporterats i ett flertal studier (23, 46, 48, 50, 100, 139). LOAEL-värdena ligger i intervallet 1 000–2 000 ppm (3 750–7 500 mg/m3) och NOAEL-värdena ligger i intervallet 400–750 ppm (1 500–2 812 mg/m3) i dessa studier. Ett NOAEL för effekterna på födelsevikten och den postnatala utvecklingen kan rimligen sättas till 600 ppm (2 250 mg/m3). Ökad spontan aktivitet och försämrade kognitiva funktioner (inlärning och minne) efter exponering för toluen under hjärnans utveckling har konstaterats i två studier på råttor. I en studie exponerades honorna för 0 eller 1 200 ppm (4 500 mg/m3) från dag 7 av dräktigheten till dag 18 efter födelsen (46). I en annan studie exponerade honorna för 0 eller 1 800 ppm (6 750 mg/m3) under dag 7–20 av 44 dräktigheten (48, 100, 139). I båda studierna studerades avkommans beteende. LOAEL för beteendeeffekter var 1 200 ppm (4 500 mg/m3) men något NOAEL kunde inte fastställas eftersom lägre exponeringsnivåer inte undersöktes. Hos möss fann Courtney et al. (22) vissa tecken på fostertoxicitet för toluen vid 400 ppm (1 500 mg/m3), den enda testade dosnivån i denna studie. Jones och Balster (63) exponerade dräktiga möss för luft, 200, 400 respektive 2 000 ppm toluen dag 12–17 av dräktigheten. De fann lägre födelsevikt, minskad postnatal viktökning och försenad reflexutveckling hos avkomman, i avsaknad av maternell toxicitet hos honorna, vid 2 000 ppm toluen (7 500 mg/m3). NOAEL var 400 ppm (1 500 mg/m3) men de dagliga exponeringstiderna var begränsade till 3 timmar. Effekter på beteendet hos avkomman, i avsaknad av maternell eller generell toxicitet, har rapporterats för möss efter tillförsel av ca 60 mg toluen/kg/dag perinatalt via dricksvattnet (69). I en studie på kaniner som bestod i två olika teratologitest erhölls motstridiga resultat (66). I den första delen av studien (n=14) registrerades lindrig försening av skelettutvecklingen vid 500 ppm (1 875 mg/m3) men ingen effekt observerades i den andra delen av studien vid samma exponeringsnivå (n=20). Dos-effekt-samband/dos-respons-samband Effekterna av toluen har studerats utförligt hos både människor och försöksdjur. De viktigaste studierna över toluens effekter är sammanfattade i tabell 1 (human- data) och tabell 2 (djurdata). Toluen i vätskeform är irriterande för huden och ögonen hos djur, medan toluenångor vid en koncentration av 100 ppm och däröver orsakar irritation i ögon, näsa och hals hos människor. Hos råttor identifierades ett NOAEL för kliniska och morfologiska tecken på toxicitet vid 300 ppm med upprepad exponering via inhalation i en 2-årsstudie. I en annan 2-årsstudie ledde högre exponeringsnivåer (600 ppm) till toxicitet i nässlemhinnan och ökad förekomst av magsår. Vid dermal exponering har inga kliniska eller morfologiska tecken på toxicitet observerats. Toluen har visat sig påverka det centrala nervsystemet och innerörat. Hos människor som exponerats i vila under experimentella förhållanden för 100 ppm toluen (375 mg/m3) har huvudvärk, yrsel, berusningskänsla och irritation observerats i signifikant ökad frekvens. Vid 150 mg/m3 (40 ppm) och därunder finns det inga observationer om att effekterna skulle uppträda i ökad frekvens. För dessa subjektiva symtom kan ett LOAEL på 375 mg/m3 (100 ppm) och ett NOAEL på 150 mg/m3 (40 ppm) fastställas. 45 Tabell 2. LOAEL (lowest observed adverse effect level) och NOAEL (no observed adverse effect level) för olika effekter i humanstudier. Exponeringsnivå Exponeringstid Effekter Ref. 40–1 700 mg/m3 10–450 ppm Eventuellt högre koncentrationer under åren som föregick exponeringsupp- skattningen yrkesmässig exponering, > 4–43 år, median 29 år Trötthet, nyligen inträffade närminnesproblem, koncentrationssvårigheter, humörsvängningar, minskad psykometrisk förmåga (161) 375–1 125 mg/m3 Genomsnittliga exponeringsnivåer 1978–1980: 140–600 ppm, 1990: 75–365 ppm yrkesmässig exponering Ökad förekomst av bilateral hörselskada i högfrekvensområdet (i närvaro av buller) (51 buller- och toluenexponerade, 50 oexponerade, 50 bullerexponerade, 39 exponerade för organiska lösningsmedelsblandningar) (83) 375 mg/m3 100 ppm 6h LOAEL för försämrad funktionsförmåga i psykologiska prestationstester (12, 112) 375 mg/m3 100 ppm 6h LOAEL för irritation i ögon, näsa och hals (12) 375 mg/m3 100 ppm 6h LOAEL för irritation i ögon, näsa och hals, huvudvärk, yrsel och berusnings- känsla NOAEL för psykometrisk förmåga (testerna upplevdes emellertid som svårare och mer ansträngande) (16 experimentellt exponerade försökspersoner, som fungerade som sina egna kontroller) (3) 300 mg/m3 intervall 50–150 ppm (medel 88 ppm) yrkesmässig exponering Ökat antal spontanaborter (55 exponerade, 31 interna kontroller, 190 externa kontroller) (91) 150 mg/m3 40 ppm 6h NOAEL för irritation i ögon, näsa och hals, huvudvärk, yrsel och berusnings- känsla (16 experimentellt exponerade försökspersoner, som fungerade som sina egna kontroller) (3) 37,5 mg/m3 10 ppm 6h LOAEL för försämring av upplevd luftkvalitet och ökad lukt (16 experimentellt exponerade försökspersoner, som fungerade som sina egna kontroller) (3) 46 Tabell 3. LOAEL (lowest observed adverse effect level) och NOAEL (no observed adverse effect level) för olika effekter i djurstudier. Koncentration Exponeringstid Art och effekt Ref. 30 mg/m3 8000 ppm 4-6,5h Råtta, letal (LD50) (7, 14, 108, 128) 3750 mg/m3 1000 ppm 2 veckor Råtta, LOAEL för hörselskador (111) 3750 mg/m3 1000 ppm drräktighets- dag 9–21 Råtta, LOAEL för minskad födelsevikt och fördröjd postnatal utveckling (139) 2625 mg/m3 700 ppm 16 veckor Råtta, NOAEL för hörselskador (111) 2250 mg/m3 600 ppm 2 år Råtta, LOAEL för toxicitet i nässlemhinnan och kliniska och morfologiska tecken på toxicitet (toxicitet i nässlemhinnan och magsår) (51) 2250 mg/m3 600 ppm dräktighets- dag 9–21 Råtta, NOAEL för minskad födelsevikt och fördröjd postnatal utveckling (139) 1125 mg/m3 300 ppm 2 år Råtta, NOAEL för kliniska och morfologiska tecken på toxicitet (40) Experimentell inhalation av 375 mg/m3 (100 ppm) toluen i exponeringskammare under 6 timmar i vila har i två studier orsakat prestationsstörningar i psykologiska prestationstest och i en annan studie en känsla av att testerna var svårare och mer ansträngande. I den senare studien fastställdes ett NOAEL på 40 ppm. För akuta neuropsykologiska effekter kan 100 ppm betraktas som LOAEL. Kronisk toxisk encefalopati (CTE) kan orsakas av toluenexponering under många år vid exponeringsnivåer i intervallet 40–1 700 mg/m3. I studien ifråga är det möjligt att exponeringsnivåerna varit ännu högre under tidigare år som föregick exponeringsuppskattningen. Toluen är ototoxiskt hos råttor och orsakar en progressiv förlust av hårceller i innerörats snäcka förenat med hörselnedsättning. LOAEL för råttor är cirka 1 000 ppm (3 750 mg/m3) och NOAEL cirka 700 ppm (2 625 mg/m3). Hos människor som yrkesmässigt exponeras för toluen ökar risken för att utveckla bullerrelaterad hörselnedsättning. Exponeringsnivåerna i studierna där detta har påvisats var relativt höga (i den första studien 281–2 250 mg/m3; i den andra upp till 919 mg/m3). Dessa data kan inte användas för att identifiera ett NOAEL för människa. Hos toluenexponerade kvinnliga arbetare konstaterades ett signifikant ökat antal spontanaborter. Medelexponeringen för toluen var 88 ppm (333 mg/m3) med ett intervall på 50–150 ppm (188–563 mg/m3). Vid högre koncentrationer i djurstudier har toluen konstaterats orsaka lägre foster- och födelsevikt, med ett LOAEL på cirka 1 000 ppm (3 800 mg/m3) och ett NOAEL på cirka 600 ppm 47 (2 280 mg/m3). Under lång tid kvarstående utvecklingstoxiska effekter (försäm- ring av inlärningsförmågan) har påvisats hos avkomma som exponerats prenatalt eller pre- och postnatalt, med ett LOAEL på 1 200 ppm (4 560 mg/m3). Hos hanråttor exponerade för 2 000 ppm (7 600 mg/m3) konstaterades ett minskat spermieantal, med ett NOAEL på 600 ppm (2 250 mg/m3). Slutsatser De kritiska effekterna för toluenexponering är akuta CNS-effekter, irritation och spontanaborter. Huvudvärk, yrsel, berusningskänsla, irritation i ögon, näsa och hals samt försämrad prestation vid neuropsykologiska tester har rapporterats efter experimentell exponering av frivilliga försökspersoner i vila i 6 h vid 100 ppm (LOAEL). Ett NOAEL på 40 ppm (irritation) har rapporterats hos friska försöks- personer. För spontanabort (epidemiologiskt undersökt) är dos-respons-sambandet dåligt känt vad gäller exponeringsnivåer och exponeringstider. I en studie kon- staterades en ökad risk för spontanabort vid exponeringsnivåer som varierade mellan 50 och 150 ppm (genomsnitt 88 ppm). Andra effekter av betydelse är ototoxicitet och kronisk toxisk encefalopati. Ototoxicitet har studerats epidemiologiskt och dos-respons-sambandet är dåligt känt. Ototoxicitet har emellertid grundligt undersökts hos försöksdjur och ett LOAEL på 1 000 ppm och ett NOAEL på 700 ppm har identifierats. Kronisk toxisk encefalopati har studerats epidemiologiskt men dos-respons-sambandet är dåligt känt. Det anses dock att en individ måste exponeras under många år innan kronisk toxisk encefalopati uppträder. I studien i fråga låg exponeringsnivåerna i intervallet 40–1700 mg/m3 (10–500 ppm) men det är möjligt att exponerings- nivåerna varit högre under tidigare perioder som föregick exponeringsupp- skattningen. Hudexponering för toluen i vätskeform kan resultera i signifikant systemisk exponering. References 1. Abbate C, Giorgianni C, Munaò F, Brecciaroli R. Neurotoxicity induced by exposure to toluene. Int Arch Occup Environ Health 1993;64:389-392. 2. Amoore JE, Hautala E. Odor as an aid to chemical safety: Odor thresholds compard with threshold limit values and volatilities for 214 industrial chemicals in air and water dilution. J Appl Toxicol 1983;3:272-289. 3. Andersen I, Lundqvist GR, Molhave L, Pedersen OF, Proctor DF, Vaeth M, Wyon DP. Human response to controlled levels of toluene in six-hour exposures. Scand J Work Environ Health 1983;9:405-418. 4. Askergren A. Organic solvents and kidney function. Adv Mod Environ Toxicol 1982;2:157- 172. 5. Bauchinger M, Schmid E, Dresp J, Kolin-Gerresheim J, Hauf R, Suhr E. Chromosome changes in lymphocytes after occupational exposure to toluene. Mutat Res 1982;102:439- 445. 48 6. Boey KW, Foo SC, Jeyaratnam J. Effects of occupational exposure to toluene: a neuropsychological study on workers in Singapore. Ann Acad Med Singapore 1997;26:184- 187. 7. Bonnet P, Morele Y, Raoult G, Zissu D, Gradiski D. Détermination de la concentration léthale50 des principaux hydrocarbures aromatiques chez le rat. Arch Mal Prof 1982;34:261- 265. 8. Boor JW, Hurtig HI. Persistent cerebellar ataxia after exposure to toluene. Ann Neurol 1977;2:440-442. 9. Bos RP, Brouns RME, Doorn Rv, Theuws JLG, Henderson PT. Non-mutagenicity of toluene, o-, m- and p-xylene, o-methylbenzylalcohol and o-methylbenzylsulfate in the Ames assay. Mutat Res 1981;88:273-279. 10. Brooke I, Cocker J, Delic JI, Payne M, Jones K, Gregg NC, Dyne D. Dermal uptake of solvents from the vapour phase: an experimental study in humans. Ann Occup Hyg 1998;42:531-540. 11. Browning E. Toxicity and metabolism of industrial solvents. Amsterdam: Elsevier Publishing Company 1965:66-76. 12. Bælum J, Andersen IB, Lundqvist GR, Mølhave L, Pedersen OF, Væth M, Wyon DP. Response of solvent-exposed printers and unexposed controls to six-hour toluene exposure. Scand J Work Environ Health 1985;11:271-280. 13. Bælum J, Lundqvist GR, Mølhave L, Andersen NT. Human response to varying concentrations of toluene. Int Arch Occup Environ Health 1990;62:65-71. 14. Cameron GR, Paterson JLH, De Saram GSW, Thomas JC. The toxicity of some methyl derivatives of benzene with special reference to pseudocumene and heavy coal tar naphtha. J Path Bact 1938;46:95-107. 15. Campo P, Lataye R, Cossec B, Placidi V. Toluene-induced hearing loss: a mid-frequency location of the cochlear lesions. Neurotoxicol Teratol 1997;19:129-140. 16. Carlsson A. Exposure to toluene. Uptake, distribution and elimination in man. Scand J Work Environ Health 1982;8:43-55. 17. Carlsson A, Ljungquist E. Exposure to toluene. Concentration in subcutaneous adipose tissue. Scand J Work Environ Health 1982;8:56-62. 18. Casto BC. Detection of chemical carcinogens and mutagens in hamster cells by enhancement of adenovirus transformation. In: Mishra N, Dunkel V, Mehlman I (eds.) Advances in modern environmental toxicology. Vol.1. Princeton NJ: Senate Press, 1981:241-271. 19. Chang MJW, Hsu KH, Chen YC, Hsieh LL, Luo JJ. Biological monitoring of urinary hippuric acid in a Taiwanese semiconductor company. International symposium on biological monitoring in occupational and environmental health. Finnish Institute of Occupational Health, 1996:94-95. 20. Cherry N, Johnston JD, Venables H, Waldron HA, Buck L, MacKay CJ. The effects of toluene and alcohol on psychomotor performance. Ergonomics 1983;26:1081-1087. 21. Connor TH, Theiss JC, Hanna HA, Monteith DK, Matney TS. Genotoxicity of organic chemicals frequently found in the air of mobile homes. Toxicol Lett 1985;25:33-40. 22. Courtney KD, Andrews JE, Springer J, Menache M, Williams T, Dalley L, Graham JA. A perinatal study of toluene in CD-1 mice. Fundam Appl Toxicol 1986;6:145-154. 23. da Silva V, Malheiros LR, Paumgartten FJ, Sa-Rego Mde M, Riul TR, Golovattei MA. Developmental toxicity of in utero exposure to toluene on malnourished and well nourished rats. Toxicology 1990;64:155-168. 24. Danish EPA. Risk Assessment. Toluene. Final report. EU Existing Substances Risk Assessment Programme 2001. 25. de-Ceaurriz JC, Micillino JC, Bonnet P, Guenier JP. Sensory irritation caused by various industrial airborne chemicals. Toxicol Lett 1981;9:137-143. 26. ECETOC. Strategy for skin notation. ECETOC Document 1993;31. 49 27. Echeverria D, Fine L, Langolf G, Schork A, Sampaio C. Acute neurobehavioural effects of toluene. Br J Ind Med 1989;46:483-495. 28. Echeverria D, Fine L, Langolf G, Schork T, Sampaio C. Acute behavioural comparisons of toluene and ethanol in human subjects. Br J Ind Med 1991;48:750-761. 29. Fodor GG. Schädliche Dämpfe. Düsseldorf: VDI Verlag, 1972. 30. Foo SC, Jeyaratnam J, Koh D. Chronic neurobehavioural effects of toluene. British J Ind Med 1990;47:480-484. 31. Foo SC, Phoon WO, Khoo NY. Toluene in blood after exposure to toluene. Am Ind Hyg Assoc J 1988;49:255-258. 32. Fornazzari L, Wilkinson DA, Kapur BM, Carlen PL. Cerebellar, cortical and functional impairment in toluene abusers. Acta Neurol Scand 1983;67:319-329. 33. Forni A, Pacifico E, Limonta A. Chromosome studies in workers exposed to benzene or toluene or both. Arch Environ Health 1971;22:373-378. 34. Franchini I, Cavatorta A, Falzoi M, Lucertini S, Mutti A. Early indicators of renal damage in workers exposed to organic solvents. Int Arch Occup Environ Health 1983;52:1-9. 35. Freie Universität Berlin UBFIfT. Feldstudie Toluol (Tiefdruck). 1996. 36. Funes-Cravioto F, Zapata-Gayon C, Kolmodin-Hedman B, Lambert B, Lindsten J, Norberg E, Nordenskjöld M, Olin R, Swensson Å. Chromosome aberrations and sister-chromatid exchange in workers in chemical laboratories and a rotoprinting factory and in children of women laboratory workers. Lancet 1977;2:322-325. 37. Gad-El KM, Harper BL, Legator MS. Modifications in the myeloclastogenic effect of benzene in mice with toluene, phenobarbital, 3-methylcholanthrene, Aroclor 1254 and SKF- 525A. Mutat Res 1984;135:225-243. 38. Gerarde HW. Toxicology and biochemistry of aromatic hydrocarbons. Amsterdam: Elsevier Publishing Company, 1960:141-150. 39. Gerner-Smidt P, Friedrich U. The mutagenic effect of benzene, toluene and xylene studied by the SCE technique. Mutat Res 1978;58:313-316. 40. Gibson JE, Hardisty JF. Chronic toxicity and oncogenicity bioassay of inhaled toluene in Fischer-344 rats. Fundam Appl Toxicol 1983;3:315-319. 41. Guillot JP, Gonnet JF, Clement C, Caillard L, Truhaut R. Evaluation of the cutaneous- irritation potential of 56 compounds. Food Chem Toxicol 1982;20:563-572. 42. Guillot JP, Gonnet JF, Clement C, Caillard L, Truhaut R. Evaluation of the ocular-irritation potential of 56 compounds. Food Chem Toxicol 1982;20:573-582. 43. Gusev IS. The reflex action of microconcentrations of benzene, toluol, xylol and their comparative assessment. Gig Sanit 1965;30:6-11. (Ryska, med engelsk sammanfattning) 44. Haglund U, Lundberg I, Zech L. Chromosome aberrations and sister chromatid exchanges in Swedish paint industry workers. Scand J Work Environ 1980;6:291-298. 45. Hammer KD, Mayer N, Pfeiffer EH. Sister chromatid exchange in rotogravure printing plant workers. Int Arch Occup Environ Health 1998;71:138-142. 46. Hass U, Lund SP, Hougaard KS, Simonsen L. Developmental neurotoxicity after toluene inhalation exposure in rats. Neurotoxicol Teratol 1999;21:349-357. 47. Haworth S, Lawlor T, Mortelmans K, Speck W, Zeiger E. Salmonella mutagenicity test results for 250 chemicals. Environ Mutagen 1983;5 Suppl. 1:3-142. 48. Hougaard KS, Lund SP, Simonsen L. Effects of prenatal exposure to toluene on postnatal development and behaviour in rats. Neurotoxicol Teratol 1999;21:241-250. 49. Huang J, Asaeda N, Takeuchi Y, Shibata E, Hisanaga N, Ono Y, Kato K. Dose dependent effects of chronic exposure to toluene on neuronal and glial cell marker proteins in the central nervous system of rats. Br J Ind Med 1992;49:282-286. 50. Hudák A, Ungváry G. Embryotoxic effects of benzene and its methyl derivatives: toluene, xylene. Toxicology 1978;11:55-63. 50 51. Huff J. Toxicology and carcinogenesis studies of toluene (Cas No. 108-88-3) in F344/N rats and B6C3F1 mice (Inhalation Studies). US Department of Health and Human Services. National Institute of Health, 1990. 52. Hughes TJ, Simmons DM, Monteith LG, Claxton LD. Vaporization technique to measure mutagenic activity of volatiles organic chemicals in the Ames/Salmonella assay. Environ Mutagen 1987;9:421-441. 53. Hydén D, Larsby B, Andersson H, Ödkvist LM, Liedgren SR, Tham R. Impairment of visuo- vestibular interaction in humans exposed to toluene. ORL J Otorhinolaryngol Relat Spec 1983;45:262-269. 54. IARC. Re-evaluation of some organic chemicals, hydrazine and hydrogen peroxide (Part two). In: IARC monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. Lyon: International Agency for Research on Cancer, 1999. 55. Ikeda M, Othsuji H. Phenobarbital-induced protection against toxicity of toluene and benzene in the rat. Toxicol Appl Pharmacol 1971;20:30-43. 56. Inoue O, Seiji K, Takahashi M, Kudo K, Nakatsuka H, Watanabe T, Uchida Y, Ikeda M. Subtle increase in leukocyte counts in association with drinking and smoking habits. Int Arch Occup Environ Health 1995;66:383-388. 57. Iregren A. Effects on psychological test performance of workers exposed to a single solvent (toluene)--a comparison with effects of exposure to a mixture of organic solvents. Neurobehav Toxicol Teratol 1982;4:695-701. 58. Iregren A, Akerstedt T, Anshelm OB, Gamberale F. Experimental exposure to toluene in combination with ethanol intake. Psychophysiological functions. Scand J Work Environ Health 1986;12:128-136. 59. Jagannath DR, Matheson D, Brusick D. Mutagenicity evaluation of toluene. Litton Bionetics Inc., Kensington, Maryland, 1978. 60. Johnson AC, Canlon B. Progressive hair cell loss induced by toluene exposure. Hear Res 1994;75:201-208. 61. Johnson AC, Canlon B. Toluene exposure affects the functional activity of the outer hair cells. Hear Res 1994;72:189-196. 62. Johnson AC, Juntunen L, Nylen P, Borg E, Hoglund G. Effect of interaction between noise and toluene on auditory function in the rat. Acta Otolaryngol Stockh 1988;105:56-63. 63. Jones HE, Balster RL. Neurobehavioral consequences of intermittent prenatal exposure to high concentrations of toluene. Neurotoxicol Teratol 1997;19:305-313. 64. Karacic V, Skender L, Bosner-Cucancic B, Bogadi-Sare A. Possible genotoxicity in low level benzene exposure. Am J Ind Med 1995;27:379-388. 65. Kimura ET, Ebert DM, Dodge PW. Acute toxicity and limits of solvent residue for sixteen organic solvents. Toxicol Appl Pharmacol 1971;19:699-704. 66. Klimisch HJ, Hellwig J, Hofmann A. Studies on the prenatal toxicity of toluene in rabbits following inhalation exposure and proposal of a pregnancy guidance value. Arch Toxicol 1992;66:373-381. 67. Koga K, Ohmiya Y. Potentiation of toluene toxicity by hepatic enzyme inhibition in mice. J Toxicol Sci 1978;3:25-30. 68. Korbo L, Ladefoged O, Lam HR, Ostergaard G, West MJ, Arlien SP. Neuronal loss in hippocampus in rats exposed to toluene. Neurotoxicology 1996;17:359-366. 69. Kostas J, Hotchin J. Behavioral effects of low-level perinatal exposure to toluene in mice. Neurobehav Toxicol Teratol 1981;3:467-469. 70. Ladefoged O, Strange P, Moller A, Lam HR, Ostergaard G, Larsen JJ, Arlien SP. Irreversible effects in rats of toluene (inhalation) exposure for six months. Pharmacol Toxicol 1991;68:384-390. 51 71. Lagorio S, Tagesson C, Forastiere F, Iavarone I, Axelson O, Carere A. Exposure to benzene and urinary concentrations of 8-hydroxydeoxyguanosine, a biological marker of oxidative damage to DNA. Occup Environ Med 1994;51:739-743. 72. Larsen F, Leira HL. Organic brain syndrome and long-term exposure to toluene: a clinical, psychiatric study of vocationally active printing workers. J Occup Med 1988;30:875-878. 73. Lataye R, Campo P. Combined effects of a simultaneous exposure to noise and toluene on hearing function. Neurotoxicol Teratol 1997;19:373-382. 74. Lauwerys R. Human biological monitoring of industrial chemicals series. Toluene. Industrial health and safety. Ispra, 1983:1-175. 75. Lazar RB, Ho SU, Melen O, Daghestani AN. Multifocal central nervous system damage caused by toluene abuse. Neurology 1983;33:1337-1340. 76. Lundberg I, Håkansson M, Gustavsson P. Relativ leverskadande effekt av 14 organiska lösningmedel vid intraperitoneal injektion på råtta. Arbete och Hälsa 1983;22:1-20. Arbetarskyddsverket, Solna. 77. Löf A, Johanson G. Toxicokinetics of organic solvents: A review of modifying factors. Crit Rev Toxicol 1998;28:571-650. 78. Löf A, Wallen M, Wigaeus HE. Influence of paracetamol and acetylsalicylic acid on the toxicokinetics of toluene. Pharmacol Toxicol 1990;66:138-141. 79. Matsushita T, Arimatsu Y, Ueda A, Satoh K, Nomura S. Hematological and neuro-muscular response of workers exposed to low concentration of toluene vapor. Ind Health 1975;13:115- 121. 80. McCarrol NE, Keech BH, Piper CE. A microsuspension adaptation of the Bacillus subtilis 'rec' assay. Environ Mutagenesis 1981;3:607-616. 81. McCarrol NE, Piper CE, Keech BH. An E. coli microsuspension assay for the detection of DNA damage induced by direct-acting agents and promutagens. Environ Mutagenesis 1981;3:429-444. 82. Mohtashamipur E, Norpoth K, Woelke U, Huber P. Effects of ethylbenzene, toluene, and xylene on the induction of micronuclei in bone marrow polychromatic erythrocytes of mice. Arch Toxicol 1985;58:106-109. 83. Morata TC, Dunn DE, Kretschmer LW, Lemasters GK, Keith RW. Effects of occupational exposure to organic solvents and noise on hearing. Scand J Work Environ Health 1993;19:245-254. 84. Morata TC, Fiorini AC, Fischer FM, Colacioppo S, Wallingford KM, Krieg EF, Dunn DE, Gozzoli L, Padrao MA, Cesar CL. Toluene-induced hearing loss among rotogravure printing workers. Scand J Work Environ Health 1997;23:289-298. 85. Muller J, Greff G. Relation between the toxicity of molecules of industrial value and their physico-chemical properties: test of upper airway irritation applied to 4 chemical groups. Food Chem Toxicol 1984;22:661-664. 86. Mäki-Paakkanen J, Husgafvel-Pursiainen K, Kalliomäki P-L, Tuominen J, Sorsa M. Toluene- exposed workers and chromosome aberrations. J Toxicol Environ Health 1980;6:775-781. 87. Mørck HI, Winkel P, Gyntelberg F. Helbredseffekter af toluenudsættelse. Arbejdsmiljøfondet, København, 1985:1-54. 88. Nakamura S, Oda Y, Shimada T, Oki I, Sugimoto K. SOS-inducing activity of chemical carcinogens and mutagens in Salmonella typhimurium TA1535/pSK 1002: examination with 151 chemicals. Mutat Res 1987;192:239-246. 89. Nestmann ER, Lee EGH, Matula TI, Douglas GR, Mueller JC. Mutagenicity of constituents identified in pulp and paper mill effluents using the Salmonella/mammalian-microsome assay. Mutat Res 1980;79:203-212. 90. Ng TP, Foo SC, Yoong T. Menstrual function in workers exposed to toluene. Brit J Ind Med 1992;49:799-803. 52 91. Ng TP, Foo SC, Yoong T. Risk of spontaneous abortion in workers exposed to toluene. Br J Ind Med 1992;49:804-808. 92. Nielsen GD, Alarie Y. Sensory irritation, pulmonary irritation, and respiratory stimulation by airborne benzene and alkylbenzenes: prediction of safe industrial exposure levels and correlation with their thermodynamic properties. Toxicol Appl Pharmacol 1982;65:459-477. 93. Nielsen HK, Krusell L, Bælum J, Lundqvist G, Omland Ø, Væth M, Husted SE, Mogensen CE, Geday E. Renal effects of acute exposure to toluene. A controlled clinical trial. Acta Med Scand 1985;218:317-321. 94. Nise G, Attewell R, Skerfving S, Ørbæk P. Elimination of toluene from venous blood and adipose tissue after occupational exposure. Br J Ind Med 1989;46:407-411. 95. Nise G, Högstedt B, Bratt I, Skerfving S. Cytogenetic effects in rotogravure workers exposed to toluene (and benzene). Mutat Res 1991;261:217-223. 96. Nordic Study Group on the Health Risk of Chromosome Damage. A Nordic data base on somatic chromosome damage. Mutat Res 1990;241:325-337. 97. Nylén P, Hagman M, Johnson AC. Function of the auditory and visual systems, and of peripheral nerve, in rats after long-term combined exposure to n-hexane and methylated benzene derivatives. I. Pharmacol Toxicol 1994;74:116-123. 98. Ono A, Kawashima K, Sekita K, Hirose A, Ogawa Y, Saito M, Naito K, Yasuhara K, Kaneko T, Furuya T, Inoue T, Kurokawa Y. Toluene inhalation induced epididymal sperm dysfunction in rats. Toxicology 1999;139:193-205. 99. Ono A, Sekita K, Ogawa Y, Hirose A, Suzuki S, Saito M, Naito K, Kaneko T, Furuya T, Kawashima K, Yasuhara K, Matsumoto K, Tanaka S, Inoue T, Kurokawa Y. Reproductive and developmental toxicity studies of toluene. II. Effects of inhalation exposure on fertility in rats. J Environ Pathol Toxicol Oncol 1996;15:9-20. 100. Ono A, Sekita K, Ohno K, Hirose A, Ogawa Y, Saito M, Naito K, Kaneko T, Furuya T, Matsumoto K, Tanaka S, Kurokawa Y. Reproductive and developmental toxicity of toluene I. Teratogenicity study of inhalation exposure in pregnant rats. J Toxicol Sci 1995;20:109-134. 101. Pearson MA, Hoyme HE, Seaver LH, Rimeza ME. Toluene embryopathy: Delineation of the phenotype and comparison with fetal alcohol syndrome. Pediatrics 1994;93:211-215. 102. Pelclová D, Rössner P, Picková J. Chromosome aberrations in rotogravure printing plant workers. Mutat Res 1990;245:299-303. 103. Piotrowski J. Quantitative estimate of the absorption of toluene in people. Med Pracy 1967;18:213-223. (Polska, med engelsk sammanfattning) 104. Pitarque M, Vaglenov A, Nosko M, Hirvonen A, Norrpa H, Creus A, Marcos R. Evaluation of DNA damage by the Comet assay in shoe workers exposed to toluene and other organic solvents. Mutat Res 1999;441:115-127. 105. Plappert U, Barthel E, Seidel HJ. Reduction of benzene toxicity by toluene. Environ Mol Mutagen 1994;24:283-292. 106. Plenge-Bönig A, Karmaus W. Exposure to toluene in the printing industry is associated with subfecundity in women but not in men. Occup Environ Med 1999;56:443-448. 107. Popp W, Vahrenholz C, Yaman S, Müller C, Müller G, Schmeiding W, Norpoth K, Fahnert R. Investigation of the frequency of DNA strand breakage and cross-linking and of sister chromatid exchange frequency in the lymphocytes of female workers exposed to benzene and toluene. Carcinogenesis 1992;13:57-61. 108. Pozzani UC, Weil CS, Carpenter CP. The toxicological basis of threshold limit values: 5. The experimental inhalation of vapor mixtures by rats, with notes upon the relationship between single dose inhalation and single dose oral data. Am Ind Hyg Assoc J 1959;20:364-369. 109. Pryor GT, Dickinson J, Howd RA, Rebert CS. Neurobehavioral effects of subchronic exposure of weanling rats to toluene or hexane. Neurobehav Toxicol Teratol 1983;5:47-52. 53 110. Pryor GT, Dickinson J, Howd RA, Rebert CS. Transient cognitive deficits and high- frequency hearing loss in weanling rats exposed to toluene. Neurobehav Toxicol Teratol 1983;5:53-57. 111. Pryor GT, Rebert CS, Dickinson J, Feeney EM. Factors affecting toluene-induced ototoxicity in rats. Neurobehav Toxicol Teratol 1984;6:223-238. 112. Rahill AA, Weiss B, Morrow PE, Frampton MW, Cox C, Gibb R, Gelein R, Speers D, Utell MJ. Human performance during exposure to toluene. Aviat Space Environ Med 1996;67:640- 647. 113. Rebert CS, Sorenson SS, Howd RA, Pryor GT. Toluene-induced hearing loss in rats evidenced by the brainstem auditory-evoked response. Neurobehav Toxicol Teratol 1983;5:59-62. 114. Reisin E, Teicher A, Jaffe R, Eliahou HE. Myoglobinuria and renal failure in toluene poisoning. Br J Ind Med 1975;32:163-168. 115. Richer CL, Chakrabarti S, Senécal-Quevillon M, Duhr MA, Zhang XX, Tardif R. Cytogenetic effects of low-level exposure to toluene, xylene, and their mixture on human blood lymphocytes. Int Arch Occup Environ Health 1993;64:581-585. 116. Riihimäki V, Pfäffli P. Percutaneous absorption of solvent vapors in man. Scand J Work Environ Health 1978;4:73-85. 117. Rodrigue-Arnaiz R, Villalobos-Pietrini R. Genetic effects of thinner, benzene and toluene in Drosophila melanogaster. 1. Sex chromosome loss and non-dis-junction. Contam Ambiental 1985;1:35-43. 118. Rodrigue-Arnaiz R, Villalobos-Pietrini R. Genetic effects of thinner, benzene and toluene in Drosophila melanogaster. 2. Sex linked recessive lethal mutations and translocations II-III. Contam Amb 1985;1:45-49. 119. Roh J, Moon YH, Kirr K-Y. The cytogenetic effects of benzene and toluene on bone marrow cells in rats. Yonsei Medical Journal 1987;28:297-309. 120. Russ G, Clarkson AR, Woodroffe AJ, Seymour AE, Cheng IKP. Renal failure from glue sniffing. Med J Aust 1981;2:121-123. 121. Ruth JH. Odor thresholds and irritation levels of several chemical substances: A review. Am Ind Hyg Assoc J 1986;47:142-151. 122. Sasa M, Igarashi S, Miyazaki T, Miyazaki K, Nakano S, Matsuoka I. Equilibrium disorders with diffuse brain atrophy in long-term toluene sniffing. Arch Otorhinolaryngol 1978;221:163-169. 123. Sato A, Nakajima T, Fujwara Y, Hirosawa K. Pharmakokinetics of benzene and toluene. Int Arch Arbeitsmed 1974;33:169-182. 124. Sherwood RJ. Ostwald solubility coefficients of some industrially important substances. Brit J Ind Med 1976;33:106-107. 125. Sina JF, Bean CL, Dysart GR, Taylor VI, Bradley BO. Evaluation of the alkaline elution/rat hepatocyte as a predictor of carcinogenic/mutagenic potential. Mutat Res 1983;113:357-391. 126. Slomianka L, Edelfors S, Ravn-Jonsen A, Rungby J, Danscher G, West MJ. The effect of low-level toluene exposure on the developing hippocampal region of the rat: Histological evidence and volumetric findings. Toxicology 1990;62:189-202. 127. Slomianka L, Rungby J, Edelfors S, Ravn-Jonsen A. Late postnatal growth in the dentate area of the rat hippocampus compensates for volumetric changes caused by early postnatal toluene exposure. Toxicology 1992;94:203-208. 128. Smyth HF, Carpenter CP, Weil CS, Pozzani UC, Striegel JA, Nycum JS. Range-finding toxicity data: List VII. Am Ind Hyg Assoc J 1969;30:470-476. 129. Snyder RD, Matheson DW. Nick translation – a new assay for monitoring DNA damage and repair in cultured human fibroblasts. Env Mutagen 1985;7:267-279. 54 130. Spanggord RJ, Mortelmans KE, Griffin AF, Simmon VF. Mutagenicity in Salmonella typhimurium and structure-activity relationships of wastewater components emanating from the manufacture of trinitrotoluene. Environ Mutagen 1982;4:163-179. 131. Stengel B, Cenee S, Limasset JC, Diebold F, Michard D, Druet P, Hemon D. Immunologic and renal markers among photogravure printers exposed to toluene. Scand J Work Environ Health 1998;24:276-284. 132. Sugai S, Murata K, Kitagaki T, Tomita I. Studies on the eye irritation caused by chemicals in rabbits - 1. A quantitative structure-activity relationships approach to primary eye irritation of chemicals in rabbits. J Toxicol Sci 1990;15:245-262. 133. Sullivan MJ, Rarey KE, Conolly RB. Ototoxicity of toluene in rats. Neurotoxicol Teratol 1989;10:525-530. 134. Svensson BG, Erfurth EM, Nise G, Nilsson A, Skerfving S. Hormone status in occupational toluene exposure. Am J Ind Med 1992;22:99-107. 135. Svensson BG, Nise G, Englander V, Attewell R, Skerfving S, Möller T. Deaths and tumours among rotogravure printers exposed to toluene. Br J Ind Med 1990;47:372-379. 136. Svensson BG, Nise G, Erfurth EM, Olsson H. Neuroendocrine effects in printing workers exposed to toluene. Br J Ind Med 1992;49:402-408. 137. Svenska Kriteriegruppen för hygieniska gränsvärden. Underlag för hygieniska gränsvärden. Toluen. Arbete och Hälsa 1981;21:36-40. Arbetarskyddsverket, Solna. 138. Taskinen H, Kyyrönen P, Hemminki K, Hoikkala M, Lajunen K, Lindbohm M-L. Laboratory work and pregnancy outcome. J Occup Med 1994;36:311-319. 139. Thiel R, Chahoud I. Postnatal development and behaviour of Wistar rats after prenatal toluene exposure. Arch Toxicol 1997;71:258-265. 140. Tsuruta H. Percutaneous absorption of organic solvents. III. On the penetration rates of hydrophobic solvents through the excised rat skin. Ind Health 1982;20:335-345. 141. Tsuruta H. Skin absorption of solvent mixtures - effect of vehicles on skin absorption of toluene. Ind Health 1996;34:369-378. 142. Tähti H, Kärkkäinen S, Pyykkö K, Rintala E, Kataja M, Vapaatalo H. Chronic occupational exposure to toluene. Int Arch Occup Environ Health 1981;48:61-69. 143. U.S. Department of Health & Human Services. Public Health Service. Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR). Toxicological profile for toluene (Update). Draft for public comment. 1998. 144. Ungváry G, Tátrai E, Szeberényi S, Rodics K, Lörincz M, Barcza G. Effect of toluene exposure on the liver under different experimental conditions. Exp Mol Pathol 1982;36:347- 360. 145. 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. 146. Veulemans H, Masschelein R. Experimental human exposure to toluene. II. Toluene in venous blood during and after exposure. Int Arch Occup Environ Health 1978;42:105-117. 147. Vrca A, Bozicevic D, Bozikov V, Fuchs R, Malinar M. Brain stem evoked potentials and visual evoked potentials in relation to the length of occupational exposure to low levels of toluene. Acta Med Croatica 1997;51:215-219. 148. Vrca A, Bozicevic D, Karacic V, Fuchs R, Prpic-Majic D, Malinar M. Visual evoked potentials in individuals exposed to long-term low concentrations of toluene. Arch Toxicol 1995;69:337-340. 149. Vrca A, Karacic V, Bozicevic D, Fuchs R, Malinar M. Cognitive evoked potentials VEP P300 in persons occupationally exposed to low concentrations of toluene. Arh hig rada toksikol 1997;48:277-285. 150. Wahlberg JE. Edema-inducing effects of solvents following topical administration. Dermatosen 1984;32:91-94. 55 151. Wahlberg JE. Erythema-inducing effects of solvents following epicutaneous administration to man - Studied by laser Doppler flowmetry. Scand J Work Environ Health 1984;10:159-162. 152. Wiebelt H, Becker N, Holzmeier S. Kohortenstudie zur Mortalität in einer toluolexponierten Berufsgruppe (Tiefdrucker) und einer Vergleichsgruppe aus der papierverarbeitenden Industrie (Hygieneartikel). Abschlussbericht. Deutsches Krebsforschungszentrum, Abteilung Epidemiologie, Heidelberg, 1996. 153. Wigger-Alberti W, Krebs A, Elsner P. Experimental irritant contact dermatitis due to cumulative epicutaneous exposure to sodium lauryl sulphate and toluene: single and concurrent application. Br J Dermatol 2000;143:551-556. 154. Winneke G, Krämer U, Kastka J. Zur Beeinflussung psychomotorischer Leistungen durch Alkohol und durch verschiedene Lösungsmitteldämpfe. In: Horváth M, ed. Adverse effects of environmental chemical and psychotropic drugs. Vol. 2. Amsterdam: Elsevier Scientific Publishing Company, 1976. 155. Winston S, Matsuhita T. Permanent loss of chromosome initiation in toluene-treated Bacillus subtilis cells. J Bacteriol 1975;123:921-927. 156. Withey RJ, Hall JW. The joint toxic action of perchloroethylene with benzene or toluene in rats. Toxicology 1975;4:5-15. 157. Woiwode W, Drysch K. Experimental exposure to toluene: further consideration of cresol formation in man. Br J Ind Med 1981;38:194-197. 158. Woiwode W, Wodarz R, Drysch K, Weichardt H. Metabolism of toluene in man: Gas- chromatographic determination of o-, m- and p-cresol in urine. Arch Toxicol 1979;43:93-98. 159. Wolf MA, Rowe VK, McCollister DD, Hollingsworth RL, Oyen F. Toxicological studies of certain alkylated benzenes and benzene. Arch Ind Health 1956;14:387-398. 160. Zarani F, Papazafiri P, Kappas A. Induction of micronuclei in human lymphocytes by organic solvents in vitro. J Environ Pathol Toxicol Oncol 1999;18:21-28. 161. Ørbæk P, Nise G. Neurasthenic complaints and psychometric function of toluene-exposed rotogravure printers. Am J Ind Med 1989;16:67-77. 162. Østergaard G. Nordic Expert Group for Documentation of Occupational Exposure Limits 125. Toluene. Arbete och Hälsa 2000;19:1-45. Arbetslivsinstitutet, Solna. 56 Sammanfattning Montelius J (ed). Vetenskapligt underlag för hygieniska gränsvärden. 23. Arbete och Hälsa 2002:18, s 1-63. Arbetslivsinstitutet, Solna. 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 2001 – juni 2002. Nyckelord: Hygieniskt gränsvärde, Isocyansyra (ICA), 4,4´-Metylendianilin (MDA), Metylisoamylketon, Metylisocyanat (MIC), Riskvärdering, Toluen, Toxikologi, Vetenskapligt underlag. Summary Montelius J (ed). Scientific Basis for Swedish Occupational Standards. 23. Arbete och Hälsa 2002:18, p 1-63. National Institute for Working Life, Solna. 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, 2001 through June, 2002. Key Words: Isocyanic Acid (ICA), 4,4´-Methylenedianiline (MDA), Methylisoamylketone, Methylisocyanate (MIC), Occupational exposure limit (OEL), Risk assessment, Scientific basis, Toluene, Toxicology. An English version "Scientific Basis for Swedish Occupational Standards XXIII" is published in Arbete och Hälsa 2002:19. 57 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) Cyanamid 1998-09-30 1999:25 (20) Cyanoakrylater 1997-03-05 1997:24 (18) 58 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) 1,2-Dibrom-3-klorpropan 1979-05-30 1981:19 (1) Dicyklopentadien 1994-03-23 1994:29 (15) 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) Eten (Etylen) 1996-12-11 1997:24 (18) Etylacetat 1990-03-28 1991:7 (11) Etylamin 1982-08-25 1983:35 (4) 59 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) Isopropylamin 1990-02-07 1991:7 (11) Isopropylbensen 1982-06-02 1982:23 (3) Isopropylglykol 1994-11-16 1995:18 (16) 60 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) 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) 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) 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) 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) 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'Metylendianilin 1987-06-16 1987:38 (8) reviderat 2001-10-03 2002:18 (23) Metylenklorid 1980-02-29 1981:19 (1) 61 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) 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) 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) 62 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) Syntetiska organiska och oorganiska fibrer 1990-05-30 1991:7 (11) Talk, damm 1991-06-12 1992:2 (12) 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) Toluen-2,6-diisocyanat 1981-04-08 1982:8 (2) reviderat 2001-05-30 2001:19 (22) Trietanolamin 1982-08-25 1983:35 (4) 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) 63 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 2002