Bericht Planschbecken, Ökotest 2002
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Bericht Planschbecken, Ökotest 2002
Planschbecken-Inhaltstoffe 1 INSTITUT FÜR KREBSFORSCHUNG DER UNIVERSITÄT WIEN Borschkegasse 8a A-1090 Wien, Austria a.o. Univ. Prof. Dr. Wilfried Bursch email: [email protected] Tel.: (+43) 01 4277 65139 Fax: (+43) 01 4277 9651 Wien, den 02 .09. 2002 Betreff: TEST Planschbecken, ÖKOTEST Juli 2002 1. Sachverhalt In der Zeitschrift ÖKOTEST, 7/2002, wurden unter dem Titel ”Das Kind mit dem Bade ausschütten” folgende Daten zum Vorkommen von Weichmachern, Stabilisatoren und Metallen im Material von Planschbecken veröffentlicht: Tabelle 1: Auszug der ÖKOTEST 7/2002 Produkt Phthalate (mg/kg) DBT (µg/kg) TBT (µg/kg) PVC/PVDC/ chlorierte Kunststoffe Ja Metalle nein Andere zinnorgan. Verbind. (µg/kg) nein 1 Jumbo-Pool Best. 3996052 2 Planschbecken Best. 650-028 3 Planschbecken mit verzinktem Gestell Best. 192-873 4 Sun&Sea Kinderplanschbecken mit Dach Best.0588527 5 Wehnke ”Happy Kids”Best.6879025 6 BlueShark, Intercontor 7 Fix-Planschbecken, Quelle Versand, Best.5739070 8 Summer Fun Minifant, Wülfing+Hauck 9 Sun&Sea, Simex, QuelleVersand, Best. 47593351 10 Sun Games, Mini Planschpool 11 WetSet Sprüher Pool Puppy 12 WeekendGiant Planschbecken Best. 2326034 13 Wehnke BabyPlanschbecken Lovely Teddy Bears 14 Wehnke Planschbecken Friends, Best. 274518 15 Zapf Clou-Pool 69.000 nein 54.000 nein nein nein Ja nein 62.000 Spuren nein Spuren Ja nein 72.000 Spuren nein Spuren Ja ja oder 1 Spuren ) 53.000 nein nein nein Ja 82.000 53.000 5.720 385 87,3 Spuren 3.277 Spuren Ja Ja ja-nein oder Spuren nein nein 89.400 Spuren nein Spuren Ja Ja ) 110.000 3.100 42,1 1.127,8 Ja nein 95.000 114 Spuren Spuren Ja nein 110.000 641 Spuren Spuren Ja ja-nein 97.000 29,6 nein Spuren Ja nein oder Spuren 95.000 Spuren nein 338,7 Ja nein 92.000 2140 Spuren 2018 Ja nein 1 1) Ja oder Spuren 72.000 Spuren nein 3177,2 Ja nein oder Spuren Angegeben ist die Konzentration der Substanzen im Material der Planschbecken. TBT = Tributylzinn, DBT = 1) Dibutylzinn, PVC= Polyvinylchlorid, PVDC, Polyvinylidenchlorid; die Konzentration von Blei wird mit “mehr als 2000mg/kg” angegeben. Weitere quantitative Angaben erläutern die Abstufung von MetallKonzentrationsbereichen, die als Grundlage für die Produktbewertung herangezogen werden. So führen gemäß ÖKOTEST 7/2002 zur Abwertung um jeweils eine Stufe: (1.) Cadmium, mehr als 5 mg/kg; (2.) Blei, mehr als 100 mg/kg; (3.) Antimon, mehr als 10 mg/kg; (4.) Chrom, mehr als 300 mg/kg. Planschbecken-Inhaltstoffe 2 2. ÖKOTEST-Bericht 7/2002: Bewertung aus Sicht der Toxikologie 2. 1. Vorbemerkung: Prinzip der toxikologischen Risikobewertung Die Toxikologie hat die Aufgabe, schädliche Wirkungen chemischer Stoffe auf Mensch, Tier und Umwelt zu erkennen, qualitativ und quantitativ zu beschreiben, die Wirkungsweise zu erklären und auf dieser Basis schließlich geeignete Maßnahmen für Prävention und Therapie vorzuschlagen. Schadwirkungen chemischer Stoffe sind abhängig von der Dosis (bzw. Konzentration), der Einwirkungsart (Kontaktart bzw. Aufnahmeweg), der Einwirkungshäufigkeit und der Einwirkungsdauer. Für die Beurteilung einer Gefährdung von Mensch und Umwelt durch chemische Substanzen interessiert weniger die Giftwirkung selbst (Schaden), sondern vielmehr die Wahrscheinlichkeit ihres Eintritts sowie Art und Größe der betroffenen Population (Risiko). Daher sind quantitative Aussagen über die Stärke der Giftwirkung zu machen. Hierzu sind folgende Informationen notwendig und miteinander zu verknüpfen: 1. Exposition: Konzentration eines Schadstoffs in Umwelt, Lebensmitteln, Gebrauchsgegenständen, Kinderspielzeug etc. Hieraus ist die aufgenommene Dosis abzuleiten. 2. Toxikokinetik: Einflüsse des Organismus auf den Schadstoff: Resorption, Verteilung, Metabolismus, Ausscheidung. Für das Eintreten eines toxischen Effektes ist letztlich entscheidend, in welcher Konzentration und für welche Dauer die wirksame Substanz sich am Zielort im Organismus (Organ, Rezeptor) befindet (interne Dosis, Zielorgan-Dosis). 3. Toxikodynamik: Einflüsse des Schadstoffes auf den Organismus: mögliche Gesundheitsschäden und zugrunde liegende Mechanismen. Besonders wichtig ist die Kenntnis der Wirkungsstärke, d.h. von Dosis-Wirkungs-Beziehungen einschl. sog. no-observed-effect-level (NOEL). Der NOEL ist eine Dosis (bzw. ein Dosisbereich) bei dem trotz Verabreichung eines potentiell giftigen Stoffes keine Schadwirkung auftritt. NOEL wiederum dienen als Grundlage zur Ableitung des sogenannten ADI/TDI-Wertes (acceptable oder tolerable daily intake). Dies ist jene Dosis einer Substanz, die nach gegenwärtigem Kenntnisstand bei lebenslanger täglicher Aufnahme nicht zu Gesundheitsstörungen führt. Zu deren Ableitung wird die im Tierversuch ermittelte höchste unwirksame Dosis (NOEL) mit einem Unsicherheitsfaktor (100 oder größer) dividiert. Mittels des Unsicherheitsfaktors wird berücksichtigt, daß der Mensch empfindlicher gegenüber Schadstoffen reagieren könnte als die empfindlichste Versuchtierspezies und daß auch in der Bevölkerung Unterschiede in der Empfindlichkeit (Disposition) bestehen. ADI/TDI-Werte sind Vorsorgewerte, bei Überschreitung des Vorsorgewertes wird der Sicherheitsabstand zwar kleiner, dies ist aber meist nicht mit Gesundheitsschäden verbunden. Aus diesen Ausführungen geht hervor, das der bloße Nachweis eines potentiell giftigen Stoffes wenig Relevanz für die Abschätzung möglicher Schadwirkungen hat. 2.2. ÖKOTEST-Bericht 7/2002: angegebene Daten Im gegenständlichen Beitrag wird das Vorkommen der Metalle Blei, Cadmium, Chrom, Antimon sowie teilweise das der organischen Verbindungen “PVC/PVDC/chlorierte Kunststoffe” entweder mit “Ja”, “Spuren” oder “nein” angegeben. Wie unter “2.1. Vorbemerkung: Prinzip der toxikologischen Risikobewertung” ausgeführt, besitzen solche rein qualitativen Informationen für eine nach dem Stand der Wissenschaft durchzuführende toxikologische Risikobeurteilung wenig Relevanz. Diese Feststellung Planschbecken-Inhaltstoffe 3 trifft auch für die angegebenen Metall-Konzentrationsbereiche einschl. der Bleikonzentration mit “mehr als 2000mg/kg” zu. Darüberhinaus wurden die Schwermetalle nach Totalaufschluß des Probenmaterials (Mikrowelle und Homogenisierung) als Element mittels ICP-MS bestimmt, d.h. es ist nicht untersucht, in welcher chemischen Verbindung die Metalle vorliegen. Die Kenntnis hierüber ist jedoch erforderlich, um deren Freisetzung aus dem Planschbeckenmaterial und damit die mögliche Aufnahme von Schwermetallen abschätzen zu können (s.u.). Weitere quantitative Angaben des Testberichtes beschränken sich auf die Konzentration von Pthalaten und der zinnorganischen Verbindungen DBT und TBT im Plastikmaterial der Planschbecken (Auszug s. Tabelle 1), Überlegungen bezüglich der hieraus abzuleitenden Aufnahme durch Kinder werden seitens der Autorin jedoch nicht durchgeführt. Es ist also festzustellen, dass die in ÖKOTEST 7/2002 gemachten Angaben zum Vorkommen von Chemikalien im Plastikmaterial der Planschbecken mit “Ja”, “Spuren” oder “Nein” nicht geeignet sind, um das Gefährdungspotential durch diese Chemikalien, welche Kinder beim Baden in solchen Planschbecken aufnehmen könnten, zu beurteilen. Darüberhinaus ist, den Prinzipien der toxikologischen Risikoanalyse folgend, aus den für Phthalate und zinnorganischen Verbindungen angegebenen Konzentrationen im Planschbeckenmaterial die mögliche Aufnahme (Dosis) dieser Substanzen durch Kinder abzuleiten. Zwei Aufnahmewege sind denkbar: 1. Migration der fraglichen Substanzen ins Badewasser und trinken dieses Wassers; 2. direkte Aufnahme der Substanzen durch Lutschen/Kauen des Planschbecken-Materials (über Migration von Inhaltsstoffen in den Speichel). Entsprechende Schätzungen werden für die folgenden Substanzen durchgeführt: Phthalate: Diethylhexylphthalat (DEHP) und andere Ester der Phthalsäure werden vor allem als Kunststoffweichmacher verwendet, hauptsächlich DEHP und Di-iso-Nonylphthalat (DINP; US-CPSC 1998). Zinnorganische Verbindungen: Tributylzinn(TBT)-Verbindungen: die technisch verwendeten Tri-nButylverbindungen (TBTX, X-Sauerstoff, Halogen oder Carboxylat) zeigen hinsichtlich ihrer Toxizität bei einmaliger und wiederholter Verabreichung keine wesentliche Unterschiede, deshalb kann Tributylzinnoxid als repräsentativ für die weiteren TBT-Derivate angesehen werden (MAK-Kommission; BgVV 2000, Appel et al. 2000). Dibutylzinn (DBT)- Verbindungen zeigen nach den bisher vorliegenden Untersuchungen ein ähnliches Wirkprofil wie die TBT-Verbindungen. Andere zinnorganische Verbindungen: In Kunststoffen und anderen Polymeren werden hauptsächlich Di-n-ocytlzinn- und Mono-n-ocytlzinnverbindungen, allein oder in Mischungen miteinander, sowie Dimethylzinn und Monomethylzinn verwendet. Eine Übersicht über deren toxische Wirkprofile wurde von Appel et al. (2000) publiziert. In den vergangenen Jahren hat der Wissenschaftliche Lebensmittelausschuß der EU (Scientific Comittee on Food) folgende ADI-Werte abgeleitet: · Di-n-octlyzinnverbindungen, Gruppen TDI von 0,6 µg Sn/kg KG (SCF 1999 · Mono—n-octylzinnverbindingen Gruppen TDI 20 µg Sn/kg KG (SCF 1999) · Methylzinnverbindungen: 0,003 mg Sn/kg (SCF 1998) · Di-n-dodecylzinn-bis(isooctylmercaptoacetat): 0,2 mg/kg (EU 1999) · Mono-n-dodecylzinn-tris(isooctylmercaptoacetat): 0,4 mg/kg (EU1999) Planschbecken-Inhaltstoffe 4 Die hier aufgeführten ADI-Werte liegen zwischen 0,6 und 400 µg/kg. Diese Zahlen illustrieren die unterschiedliche Wirkungsstärke dieser Verbindungen. Im ÖKOTEST 7/2002 werden "Andere zinnorganische Verbindungen” nicht weiter spezifiziert, als solche können sie aber, wie aus den obigen Ausführungen ersichtlich, aus Sicht der Toxikologie nicht beurteilt werden. 2.3. Toxikologie der Substanzen 2. 3.1. Phthalate Eine ausführliche toxikologische Bewertung von DEHP wurde von der EU-Commission publiziert (EC 2001). Das Risko einer Gesundheitsgefährdung insbesonders von Kindern durch DEHP wurde von Schulte-Hermann und Parzefall (2001), durch DINP seitens der US-CPSC (1998) bewertet. Diethylhexylphthalat (DEHP): In Versuchstieren führt DEHP zu einer Vermehrung von Peroxisomen, bestimmten Cytochrom P450-Enzymen und zu Leberwachstum; bei langfristiger Zufuhr wurden in Nagern Lebertumoren gefunden. Ferner wurden bei verschiedenen Phthalaten Schädigungen des Hodens sowie embryotoxische und teratogene Effekte beobachtet (Schulte-Hermann und Parzefall (2001). Die niedrigste tumorigen wirksame Dosis entspricht einer täglichen Aufnahme von 300 mg DEHP/kg Körpergewicht bei der Maus. Dieser tumorigene Effekt wird aus mehreren Gründen nicht als human-relevant angesehen: (1.) die im Tierversuch wirksame Dosis ist weit höher als die menschliche Belastung (z.B. ist in Österreich mit einer durchschnittlichen Tagesaufnahme verschiedener Phthalate von 0,8 mg/Person entsprechend 13 µg/kg Körpergewicht aus der Nahrung zu rechnen [Pfannhauser et al. 1997; 1998]). (2.) DEHP ist nicht gentoxisch; die tumorigene Wirkung dürfte auf Tumorpromotion beruhen, für die eine Wirkungsschwelle anzunehmen ist; (3.) die Wirkung wird über ein spezifisches Rezeptorprotein ("PPARa") vermittelt, das in der menschlichen Leber in deutlich geringerer Menge vorkommt als bei Ratte und Maus; (4.) epidemiologische Untersuchungen mit Peroxisomenproliferatoren (Therapie mit Lipidsenkern) haben bisher keine Hinweise auf deutliche Peroxisomen-Vermehrung oder Tumorentstehung in der Leber aufgezeigt. Reproduktionstoxische Wirkungen von DEHP wurden an Maus und Ratte beobachtet. Der Hoden scheint das empfindlichste Organ zu sein. Festgestellt wurden u.a. eine Schädigung von Sertoli-Zellen, Degeneration der Samenleiter, Verminderung der Spermienzahl. Junge Ratten erwiesen sich empfindlicher als erwachsene Tiere. Aus der Vielzahl dieser Untersuchungen wurde ein NOEL von 3,7 mg/kg abgeleitet (Schulte-Hermann und Parzefall (2001). Insgesamt liegen publizierte NOEL für die Phthalat-Effekte im Tierversuch zwischen 3 und 30 mg/kg Körpergewicht oder darüber. Der Wissenschaftliche Lebensmittelausschuß der EU (Scientific Comittee on Food) leitete einen ADI-Wert für DEHP von 25 µg/kg Körpergewicht ab. Di-iso-Nonylphthalat (DINP): bei lebenslanger Zufuhr führt DINP in Versuchstieren zu histopathologischen Veränderungen der Leber, Niere und anderen Organen, in Ratten wurden Lebertumoren gefunden. Männliche Raten zeigten die höchste Empfindlichkeit (bezgl. Geschlecht, Spezies; US-CPSC 1998). Im Gegensatz zu DEHP hat DINP eine geringe oder keine Wirkung auf Reproduktion oder Entwicklung (US-CPSC 1998). Der NOEL für histopathologische Veränderungen der Leber von männlichen Ratten wurde mit 15 mg/kg/Tag ermittelt. Hieraus wurde ein ADI-Wert für DINP von 150 µg/kg Körpergewicht abgeleitet. Planschbecken-Inhaltstoffe 5 2.3.2. Zinnorganische Verbindungen Ausführliche toxikologische Bewertungen von Organozinn-Verbindungen wurden von der WHO, der US-EPA und dem BgVV publiziert (WHO 1996,1999; US-EPA 1997, BgVV 2000). Die Untersuchungen zur Toxizität von Tributylzinn (TBT)-Verbindungen wurden in der Regel mit Tributylzinnoxid (TBTO) bei oraler Aufnahme durchgeführt, der Einfluss der verschiedenen Anionen (z.B. Halide) scheint für die Toxizität aber von geringer Bedeutung zu sein (BgVV 2000, Appel et al. 2000). Tierexperimentelle Kurz- und Langzeit-Untersuchungen zeigten Wirkungen von TBT-Verbindungen auf Leber, Niere, Nervensystem sowie auf das hämatologische und das endokrine System. Im Vordergrund stehen Wirkungen auf das Immunsystem, die derzeit als die sensitivsten Parameter der Toxizität von TBTVerbindungen bei der Ratte angesehen werden. Der diesbezügliche NOEL für Tributylzinnoxid (TBTO) liegt bei 0,025 mg/kg Körpergewicht (KG). Für die gegenständliche Fragestellung (Gefährdung von Kindern) ist hervorzuheben, daß dieser NOEL besonders empfindliche junge Ratten nach Absetzen von der Mutter berücksichtigt. Er wurde von der WHO zur Ableitung des TDI von 0,00025 mg TBTO/kg KG (=0,25µg/kg KG) herangezogen (WHO 1996,1999). Die US-EPA leitete aus dem NOEL von 0,00025 mg/kg eine „Benchmark Dosis 10“ (BMD10) von 0,03 mg/kg KG ab und hieraus wiederum eine ”reference dose for chronic oral exposure” (RfD) von 0,0003 mg/kg KG/Tag (US-EPA 1997; BMD10: Dosis, die eine 10%ige Veränderung eines Parameters gegenüber unbehandelten Kontrollen bewirkt). TBT-Verbindungen werden im Säuger zu Dibutylzinn (DBT)- und Monobutylzinn (MBT)-Verbindungen metabolisiert. Aus vergleichenden Dosis-Wirkungs-Untersuchungen wurde abgeleitet, daß es sich bei DBT um das mögliche Wirkprinzip von TBT handeln könnte. Bei Monobutylzinn (MBT)-Verbindungen spielt Immuntoxizität nur eine untergeordnete Rolle (Übersicht: Appel et al. 2000). Für Dibutylzinn (DBT)-Verbindungen wurde aus den vorliegenden Untersuchungen von der WHO kein TDI abgeleitet, nach Einschätzung der Datenlage durch das BgVV liegt hierfür keine geeignete Langzeitstudie vor. Auch seitens der EU sind DBT-Verbindungen für die Verwendung in Kunststoffen mit Lebensmittelkontakt nicht abschließend bewertet. Da DBT-Verbindungen jedoch nach den bisher vorliegenden Untersuchungen ein ähnliches Wirkprofil und möglicherweise eine ähnliche immuntoxische Wirkpotenz wie TBT-Verbindungen aufzeigen, geht das BgVV vorläufig von einem TDI wie für TBTO (0,25 µg/kg KG) aus. 2.4. Abschätzung der Aufnahme von Phthalaten und zinnorganischen Verbindungen beim Baden in Planschbecken Bei den folgenden Betrachtungen werden nur die höchsten Meßergebnisse der gegenständlichen chemischen Analyse berücksichtigt („worst-case-Annahme“; Tabelle 1: Produkt 6,9,11). Darüberhinaus wird den Schätzungen der Stoff-Aufnahme ein Kind mit 10 kg Körpergewicht, d.h. einem Alter von bis zu zwei Jahren, zugrunde gelegt. Die Wasseraufnahme von Kindern zwischen 1 bis 11 Jahren beträgt im europäischen Durchschnitt 0,5 Liter pro Tag (Ecetoc Technical Report 79). 2.4.1.Aufnahmeweg 1: “Trinken von Badewasser”. PHTHALATE: Im Sinne eines ”worst-case-Szenarios” wird angenommen, das unmittelbar nach Befüllen des Planschbeckens die Phthalat-Konzentration der Substanz im Badewasser gleich ihrer Planschbecken-Inhaltstoffe 6 maximalen Wasserlöslichkeit ist. Diese ist für Di-(2-ethylhexyl) Phthalat (DEHP; CAS-Nr. 117-81-7) < 3 0 o µg/l (20 C, nicht-kolloidal), für Di-iso-Nonylphthalat (DINP; CAS-Nr. 28553-12-0) bei < 0,2mg/l (21 C). Im nächsten Schritt wird angenommen das ein Kind 0,5 l dieses Badewassers trinkt, diese Menge entspricht seinem täglichen Wasserbedarf, d.h. 1,5 µg DEHP pro Kind, bei einem Körpergewicht von 10 kg ergibt sich 0,15 µg DEHP/kg KG. Die entsprechende Rechnung für DNIP (mit einer Wasserlöslichkeit von 200 µg/l gerechnet) ergibt 10 µg DINP/kg KG. ZINNORGANISCHE VERBINDUNGEN: Das Volumen der Wasserfüllung der untersuchten Planschbecken mit den höchsten Gehalten von zinnorganischen Verbindungen (Produkte Nr. 6 und 9) ergibt sich aus den ÖKOTEST7/2002-Angaben wie folgt: Tabelle 2: Planschbecken-Parameter und Gesamt-TBT-, DBT-Gehalt Planschbecken Höhe Volumen Gewicht TBT-Gehalt DBT-Gehalt Durch(cm) (l) (kg) gesamt (µg) gesamt (µg) messer (cm) 6 100 ? -wie 9*1,5 130 8600 9 100 35 275 1,5 63 4700 *Annahme (Begründung: bei identischem Durchmesser stimmen auch die Gesamtgewichte der Planschbecken überein) Produkt Würde aus diesen Planschbecken die 10% der Gesamtmenge der zinnorganischen Verbindungen in eine Wasserfüllung herausgelöst, ergäben sich folgende (unrealistische) theoretische Konzentrationen · Produkt 6: 13 µgTBT gehen in 275 l Wasser, d.h. ergibt theoretisch 0,047 µgTBT/lWasser Produkt 9: 6,3 µgTBT gehen in 275 l Wasser, d.h. ergibt theoretisch 0,022 µgTBT/lWasser · Produkt 6: 860 µg DBT gehen in 275 l Wasser, d.h. ergibt theoretisch 3,1 µg/lWasser Produkt 9: 470 µg DBT gehen in 275 l Wasser, d.h. ergibt theoretisch 1,7µg/lWasser Für ein 10 kg schweres Kind würden sich bei Produkt Nr. 6 folgende Aufnahmen ergeben: 1. TBT (0,047 µgTBT/lWasser): 0,047x0,5 = 0,024/10 = 0,002 µg/kg KG 2. DBT (3,1 µg/lWasser): 3,1 x0,5 = 1,55 /10 = 0,155 µg/kg KG Diese Abschätzung ist allerdings ein unrealistisches „worst-case-Szenario“, weil sie von einer 10%igen Migration der zinnorganischen Verbindungen aus der Planschbeckenwand in eine Wasserfüllung ausgeht; ein solches Planschbecken dürfte nach wenigen Wasserfüllungen nicht mehr verwendbar sein. Experimentelle Daten für ein solches Migrationsszenario wurden im Auftrag des dänischen MILJØKEMI, Dansk MilijØ Center ermittelt (Analyserapport: UnderersØgelse af migration af TBT og DBT i forbrugerprodukter. MILJØ-KEMI, Dansk MilijØ Center, Journalnr. M7041-0270; Sagsnr. 101804-7267,Opdateret 23.08.2001). Proben von Badebällen und Planschbecken wurden in Leitungswasser (ca. o 10 dH), Verhältnis Probengewicht zu Leitungswasser 1:10, über 24 Stunden inkubiert. Licht- und Temperatur- Bedingungen wurden einem warmen Sommertag entsprechend gewählt; dem o gegenständlichen Gutachten werden die publizierten Migrationsdaten für 31 C (höchste untersuchte Temperatur) zugrundegelegt. Es werden folgende Daten zur Migration von Organozinnverbindungen 2 aus dem Planschbeckenmaterial ins Leitungswasser angeben: DBT: 0,6 ng/cm /Stunde; MBT 0,3 Planschbecken-Inhaltstoffe 7 2 ng/cm /Stunde. Nach eigener Rechnung ergibt sich für TBT auf Basis der Nachweisgrenze: (0,7 µg/l; 2 2 also “worst-case-Annahme”) 0,01 ng/cm /Stunde (Summe 0,6 + 0,3 + 0,01 = 0,91 ng/cm /Stunde). Das Volumen der untersuchten Planschbecken ist mit 290 Liter angegeben. Hieraus lassen sich für ein rechtwinkeliges Planschbecken die Maße von ca. 100x100x30cm ableiten, d.h. eine Grundfläche von 2 2 100x100cm=10.000cm ; eine Seitenfläche von 100x30cm=3000cm (4 Seitenflächen: 4x3000=12.000 2) 2 cm . Insgesamt werden also 22.000 cm Oberfläche gegenüber dem Wasserkörper (290 Liter) 2 exponiert. Aus dieser Oberfläche gehen pro Stunde 0,91 ng/cm /Summe TBT,DBT,MBT ins Wasser über, 2 bei einer Oberfläche von 22.000 cm und einem Verteilungsvolumen von 290 l ergibt sich also pro 2 2 Stunde insgesamt: 1 (ng/cm ) x 22.000 (Fläche in cm ) in 290 l Wasser, d.h. 22 µg/290 L= 0,075 µg/l. Würde Wasser über 24 Stunden im Becken belassen (d,h. bei gleichbeleibender Migrationsrate: 24x0,075 =1,8µg/l) und ein Kind anschließend beim Baden 0,5 l dieses „einen Tag alten“ Wassers trinken, würde dieses Kind 0,9 µg Summe TBT,DBT,MBT /pro Kind aufnehmen; bei einem Körpergewicht von 10 kg also 0,09 µg /kg KG. Es ist festzuhalten, das in der dänischen Studie keine Angaben zum Gehalt von zinnorganischen Verbindungen in den untersuchten Plastikmaterialen gemacht werden. Im Hinblick auf die chemischen Prinzipen der Kunststoffherstellung darf jedoch davon ausgegangen werden, das die Menge der als Stabilisatoren den Reaktionsgemsichen zugesetzten zinnorganischen Verbindungen bei den verschiedenen Planschbecken-Produkten in der gleichen Größenordnung liegen dürfte. Zusammenfassend, es ergeben sich auf Basis (1.) Planschbecken mit der höchsten TBT-und DBT-Konzentration, (2.) der Annahme, das 10% der Gesamtmenge des darin enthaltenen TBTbzw DTB Menge in eine Wasserfüllung übergehen würde, eine geschätzte Aufnahme von 0,002 µg TBT /kg und 0,155 µg DBT/kg. Auf Basis eines experimentell gestützten MigrationsSzenarios ergibt die Schätzung, dass ein Kind beim Trinken von 0,5 l „eine Tag alten“ Badewassers von ca. 0,09 µg Summe TBT,DBT,MBT/kg aufnehmen würde. 2.4.2. Aufnahmeweg 2: “Lutschen und Kauen der Planschbeckenwand”. PHTHALATE: Migrationsstudien von Phthalaten aus PVC-Folien (Laboratory of the Government Chemist, UK) wurden von Steiner et al (1998) durchgeführt. Für DEHP ergibt sich auf Basis dieser Egebnisse dass ein Kind von 10 kg Körpergewicht, einer Expositionszeit von 3 Stunden pro Tag 2 gegenüber einer Produktoberfläche von 10 cm durch Lutschen und Kauen eine Dosis von DEHP 11,9 µg/kg Körpergewicht/Tag aufnehmen würde (Schulte-Hermann und Parzefall (2001), für DINP ergibt die analoge Rechung praktisch die gleiche Aufnahme (12,4 µg DINP)/kg Körpergewicht/Tag. Bei dem angenommen Szenario von 3 Stunden/Tag baden im Planschbecken und Lutschen und Kauen an 2 einer Produktoberfläche von 10 cm ergibt sich also eine DEHP- bzw. DINP-Dosis von rund 12 µg/kg/Tag. In den experimentellen Migrationsstudien von Steiner et al. (1998) wurden PVC-Folien mit einem Gehalt von 32% DEHP und 36% DINP verwendet, also einer mehr als 3mal höheren Menge als die von ÖKOTEST in den Planschbecken festgestellten Phthalat-Konzentrationen (maximal 11%). Für das gegenständliche Gutachten wird davon ausgegangen, dass die chemisch-physikalischen Bedingungen für die Lösevorgänge beim Lutschen/Kauen an den Test-Folien sowie an an Planschbecken im wesentlichen übereinstimmen und die Migrationsdaten somit übertragbar sind. Planschbecken-Inhaltstoffe 8 ZINNORGANISCHE VERBINDUNGEN: Nach den ÖKOTEST7/2002-Angaben hat eines der 1,5 kg schweren Planschbecken einen Gesamt-TBT-Gehalt von 130 µg pro Becken (Tabelle 2). In einen ersten Ansatz wird anhand dieses TBT-Gehaltes geschätzt, wieviel Material ein Kind aus diesem Planschbecken herausbeißen und verschlucken bzw. auslutschen müsste, um eine TBT-Menge entsprechend des ADI-Wertes (0,25 µg/kg/Tag) aufzunehmen. Folgende Annahmen werden getroffen: (1) das gesamte in dem Plastikstück enthaltene TBT wird daraus freigesetzt und (2.) auf einmal in den in den Körper aufgenommen (bei 100% TBT-Resorption), (3.) Körpergewicht 10kg, daraus ergibt sich: 10 (kg KG)x 0,25 (µg/kgTag) = 2,5 µg TBT pro Kind pro Tag. Die dem ADI entsprechende Menge ist in ca 29 g Planschbeckenmaterial (Produkt 6) enthalten. In der oben genannten dänischen Migrationstudie wurden auch für dieses Expositionsszenario experimentelle Daten erhoben (Analyserapport: UnderersØgelse af migration af TBT og DBT i forbrugerprodukter. MILJØ-KEMI, Dansk MilijØ Center, Journalnr. M7041-0270; Sagsnr. 101804-7267,Opdateret 23.08.2001). Planschbeckenproben wurden in künstlichem Speichel (NaHCO3 0,42%; NaCl 0,05%; K2CO3 0,02% NaNO3 0,003%; Milli-Q Wasser 99,5%) Verhältnis Probengewicht zu Speichel-Volumen 1:10, über 24 Stunden inkubiert. In der Studie werden folgende Daten zur Migration von Organozinnverbindungen aus Planschbeckenmaterial in künstlichen Speichel angeben: DBT: 0,8 2 2 ng/cm /Stunde; MBT 1,9 ng/cm /Stunde. Nach eigener Rechnung ergibt sich für TBT auf Basis der 2 Nachweisgrenze (0,7 µg/l; also “worst-case-Annahme”): 0,03 ng/cm /Stunde. Hieraus ergibt sich bei 3 2 Stunden Aufenthalt im Planschbecken und ständigem Lutschen/Kauen: DBT: 2,4 ng/cm ; MBT 5,7 2 2 ng/cm ; TBT: 0,09 ng/cm . Summe TBT, DBT, MBT: 2 8,19 ng/cm , für ein 10 kg schweres Kind (bei 2 vollständiger Resorption) ca 1 ng/cm /kg KG (0,001 µg/kg). Bei dem angenommen Szenario von 3 Stunden/Tag baden im Planschbecken und Lutschen und 2 Kauen (unter Zuhilfenahme der Zähne) an einer Produktoberfläche von 10 cm ergibt sich eine geschätzte Dosis von 0,01 µg Summe TBT, DBT, MBT /kg/Tag . Planschbecken-Inhaltstoffe 9 2.5. Bewertung des gesundheitlichen Risikos für Kinder beim Baden in Planschbecken Phthalate: Aufnahmeweg 1: Die Aufnahme von DEHP und DINP wurde geschätzt (1.) auf Basis einer unmittelbar nach Befüllen eines Planschbeckens erreichten maximalen Konzentration entsprechend der Wasserlöslichkeit und (2). trinken von 0,5 l dieses Wassers pro Tag. Auf Basis dieses “worst-case” Szenarios errechnet sich eine Phthalat-Aufnahme von ca 1/160stel des ADI-Wertes für DEHP (25 µg/kg KG) und von ca. 1/15tel des ADI-Wertes für DINP (150 µg/kg KG). Anders ausgedrückt: um die dem ADI-Wert entsprechende Menge DEHP aufzunehmen, müsste ein 10 kg schweres Kind (also Alterstufe bis 2 Jahre) von diesem Badewasser lebenslang ca. 80 l pro Tag trinken (bei 10 kg KG → 10 x 25 = 250 µg pro Kind, Wasserlöslichkeit 3 µg/l, d.h. 250/ 3= 83.3 l). Die analoge Ableitung für DINP ergibt 8 L proTag. Das Eintreten dieser Szenarien kann sicher ausgeschlossen werden. Aufnahmeweg 2: Auf Basis von experimentellen Migrationsstudien ergibt sich für ein 10 kg schweres Kind bei einer 3stündigen Exposition (Badeaufenthalt) pro Tag, einer belutschten und bekauten 2 Oberfläche von 10 cm eine Aufnahme von ca 12 µg/kg KG, d.h. um etwa die Hälfte weniger als dem ADI-Wert für DEHP (25 µg/kg KG) entspricht bzw. nur 1/155stel des ADI-Wertes für DINP (150 µg/kg KG). Mit anderen Worten, selbst ein „worst-case-Szenario“ wie hier angenommen (3 Stunden pro Tag Lutschen und Kauen im Planschbecken) würde zu keiner Überschreitung des ADI-Wertes führen. Folgerung Phthalate: beide Aufnahmewege lassen bei Kindern, selbst bei (äußerst unwahrscheinlichen) „worst-case“-Annahmen keine Überschreitung von ADI-Werten erwarten. Für ein realistisches Expositionsszenario ist deshalb davon auszugehen, daß die SCTEEEmpfehlung, wonach die Phthalat-Aufnahme durch Kinderspielzeug nicht mehr als 20% der täglichen Gesamtaufnahme an Phthalaten ausmachen sollte, auch für Planschbecken deutlich unterschritten bleibt. Zinnorganische Verbindungen Aufnahmeweg 1: Die unter 2.2 für zwei Szenarien durchgeführten Schätzungen ergaben: 1. Worst-case-Szenario: 10% der Gesamtmenge TBT eines Planschbecken geht in eine Wasserfüllung über, davon trinkt ein Kind 0,5 l. Hieraus ergibt sich für TBT eine Aufnahme von 1/120stel und für DBT von etwas weniger als die Hälfte des ADI-Wertes. 2. Auf Basis eines experimentell gestützten Migrations-Szenarios wurde für das Trinken von 0,5 l „einem Tag alten“ Badewasser eine Aufnahme von ca. 0,09 µg SummeTBT,DBT,MBT/kg/Tag geschätzt. Diese Menge entspricht ca. einem Drittel des ADI-Wertes für TBTO, d.h. auch bei dieser Ableitung ist kein Risiko für die Gesundheit von Kindern zu erkennen. Aufnahmeweg 2: Wie unter hier ausgeführt, müsste ein Kind ca. 29 g Planschbeckenmaterial auf einmal verzehren oder vollständig auslutschen, um den ADI-Wert von TBTO zu erreichen. Dieser Fall dürfte nach menschlichem Ermessen nicht auftreten, d.h. Lutschen und Kauen dürfte selbst an beim Planschbecken mit dem höchsten TBT-Gehalt nicht zu einer Überschreitung des ADI-Wertes führen. Diese Folgerung wird durch die Ableitung der TBT-und DBT-Aufnahme bei einem dreistündigen Aufenthalt einschl. Lutschen und Kauen am Planschbecken (ca 0,01 µg/kg/), diese Aufnahmemenge entspricht 1/25 des ADI-Wertes, gestützt. Planschbecken-Inhaltstoffe 10 Folgerung TBT, DBT: beide Aufnahmemöglichkeiten beim Baden in Planschbecken lassen bei Kindern, selbst bei (äußerst unwahrscheinlichen) „worst-case-Annahmen, keine Überschreitung von ADI-Werten erwarten. Zusammenfassung Die oben durchgeführten Abschätzungen zur Aufnahme von Phthalaten und zinnorganischen Verbindungen, die Kinder beim Baden in Planschbecken erfahren könnten, sowie der Vergleich dieser geschätzten Aufnahmemengen mit ADI-Werten, der immerhin für den Gesundheitsschutz bei lebenslanger Exposition ausgelegt sind, lassen kein gesundheitliches Risiko für Kinder erkennen. Die Gesamtbelastung des Menschen mit Pthalaten, Organozinn-Verbindungen und Schwermetallen sollte jedoch möglichst reduziert werden (Minimierungsgebot, “precautionary principle”). Diese Forderung wird gestützt durch die Auffassung des EU-CSTEE (Scientific Committee on Toxicity, Ecotoxicity and the Environment der EU), daß bisherige Migrationstudien keine hinreichend gesicherte Basis für die Kontrolle der Migration von Phthalaten aus Gebrauchsgegenständen bieten (Decision 198/815/EC, Official Journal of the European Communities (OJCE) L 315 vom 9.12.1999). Es darf nicht geduldet werden, daß Phthalate, Organozinn-Verbindungen und Schwermetalle in Gebrauchsgegenständen, die von Kindern auch entgegen dem “bestimmungsgemäßen” Gebrauch in den Mund genommen werden, in Mengen enthalten sind, die ein niedriges, technologisch unvermeidbares Maß überschreiten bzw. gemäß dem derzeitigem Stand der chemischen Technologie durch toxikologisch unbedenkliche Stoffe ersetzt werden können. a.o. Univ. Prof. Dr. Wilfried Bursch Planschbecken-Inhaltstoffe 11 3. Literatur · Analyserapport: UnderersØgelse af migration af TBT og DBT i forbrugerprodukter. MILJØKEMI, Dansk MilijØ Center, Journalnr. M7041-0270; Sagsnr. 101804-72-67,Opdateret 23.08.2001 · Appel, K.E., Böhme, Ch., Platzek, Th., Schmidt, S. Stinchcombe, S. Organozinnverbindungen in verbrauchernahen Produkten und Lebensmitteln. Umweltmed. Forsch. Prax. 5(2), 67-77, 2000. · Bundesinstitut für gesundheitlichen Verbraucherschutz (BgVV). 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Seminar für Toxikologie, Graz 1998 · Schulte-Hermann Rolf und Parzefall (2001) A Comprhensive Literature Review and toxicological risk assessment of possible effects on reproduction of DI-(2-ETHYLHEXYL) PHTHALATE (DEHP) and its metabolitesfrom PVC-containing medical devices. Date of final document: 22. October 2001 · Steiner, I, Scharf, L. Fiala, F., and Washüttl, J. Migration of di-(2-ethylhexyl) phthalate from PVC child articles into saliva and saliva simulant. Food. Addit. Contam. 15, 812-817, 1998 · US Consumer Product and Safety Commission (CPSC) 1998 The Risk of chronic toxicity associated with exposure to Diisononyl Phthalate (DINP) in children`s products · US-EPA. Toxicological Review Tributyltin-Oxide (TBTO, CASRN 56-35-9), Integrated Risk Information System 09/01/1997 · WHO 1996. IPCS Organotins. Guidelines for drinking-water quality, Vol. 2. Health Criteria and other supporting information (pp. 573-585). · WHO 1999. Concise International Chemical Assessment Document No. 14. Tributyltin Oxide