This is an HTML version of an attachment to the Official Information request 'OIA Request of Standards New Zealand'.

Comments on: Background notes relating to the nature and health significance 
and persistence of trace of methamphetamine on indoor surfaces. AuthorDr. 
Nick Kim, Senior Lecturer, School of Public Health, Massey University, Wellington. 
14 July, 2016 
Jeff Fowles, Ph.D. 
Tox-Logic Consulting, Santa Rosa, California. 
The background provides a useful summary of several key issues for consideration 
in the development of a health-based surface standard or guideline for 
methamphetamine (MA) in reoccupied dwellings.  The delineation of health-based 
vs instrument-based standards is importantly emphasized, and some cautions about 
the potential for over-interpretation of the health implications of risk assessment 
values are provided. 
There are two independent health risk based MA values derived by the State of 
Colorado and California that are discussed, each based on completely different 
toxicological studies and with different sets of exposure assessment modelling and 
associated uncertainties.  These two authorities (and the Australian and New 
Zealand guidelines that currently align with the Colorado value) subsequently have 
2 different surface guideline levels (0.5 and 1.5 μg/100 cm2).  This illustrates, as 
discussed by Dr Kim, the degree to which the variability and uncertainty inherent in 
these calculations can result in variations in outcome and interpretation of health 
risk from a given guideline level.  There are however, in my view, some technical 
issues that warrant further consideration when deriving or adopting a health-based 
guidance value for MA from homes that were formerly used as laboratories or 
inhabited by MA users. 
1) As a general principle, human data are preferable to experimental animal
data in risk assessment, if appropriate and sensitive endpoints exist for both.
This is particularly true in cases where toxicokinetics or toxicodynamic
differences between humans and the studied non-human species are large.
In this case, the elimination half-life of MA is roughly an order of magnitude
faster in the rat (about 1 hour) (Riviere et al., 2000) than in humans (around
10-15 hours) (Mendelson et al., 2006).  While toxicokinetic differences often
occur between humans and experimental animals, in this case, the effective
doses for onset of toxicity are reported to vary by a factor of about 50-fold,
with humans being far more sensitive (OEHHA, 2011; Salocks, 2016). Thus,
unless dosimetric adjustments were made to a given rat study, extrapolation
of experimental doses in rats to those in an environmental exposure
situation, or in a human risk assessment context, could be problematic.
Given that human data (although dated), from pregnant women exist, as
summarized in the California EPA (OEHHA) assessment, it is unclear why
these data have been dismissed as the point of departure for the risk
assessment calculation presented in the Background Paper.  The use of

decreased body weight gain as a toxicological endpoint in the study on 
pregnant women is questionably adverse and may be a reversible effect, 
however the effect was statistically significant and is consistent with reduced 
appetite with amphetamine users.  Thus it is an indication of a plausible 
biological response, and in my view it is prudent to err on the conservative 
side to consider it adverse.  There is also ample precedent in experimental 
animal studies in regulatory settings for considering decreased weight gain 
to be an adverse effect.   
The receptor in the California exposure assessment, however, is not pregnant 
women, but rather infants and toddlers, who would have much higher 
exposures.  Thus the exposed population for risk assessment and the 
toxicological study subjects are not aligned.  On balance, although the human 
toxicological data used by OEHHA are marginal, given the lack of sensitivity 
of the rat model to MA toxicity, my view is that the human data should 
receive preference for use.  The exposure assessment should consider 
pregnant women as the most relevant exposed population.   
The Background Paper employs the rodent toxicological data used by the 
State of Colorado, and a benchmark dose (BMD) calculation, with new 
exposure estimates as the basis for an alternative risk value for MA.  While 
the rodent data can be informative and a BMD approach is generally 
preferred over a NOAEL approach, I do not agree that the rat is the best 
choice of a toxicological starting point for the risk assessment, and the 
difference in point of departure between the rat and human studies could 
account for a substantial difference in guidance value outcome. 
  2)  Several recent studies, including the IDEAL study conducted in New Zealand, 
point to lasting neurodevelopmental effects in children stemming from pre-
natal exposures (Smith et al., 2015; Wouldes et al., 2014; LaGasse et al., 
2011).  While the doses received by the fetuses in these studies were only 
categorized and presumably are higher in magnitude than in the dermal 
exposure scenario presently under consideration, thresholds for toxicity 
were not established and these subtle and latent effects may indicate that 
fetal or early post-natal exposures are of significant concern.  Profound 
neurodevelopmental effects are also found in neonatal rats exposed to 
therapeutic doses (McDonnell-Dowling et al., 2014; NTP 2005). These 
relatively new findings indicate that scientists do not yet completely 
understand the dose-response relationship of small doses of MA to unborn 
fetuses or early neonates.  The database uncertainty factor of 3 employed by 
the California EPA was incorporated explicitly to acknowledge this data gap, 
and is, in my view, completely justified.   
Given the problems with the available data sets, the different approaches 
taken by different authorities, and the recent findings in human studies, 
ideally an updated literature review should be undertaken with a full 

accounting of all available human and rodent data, with a current benchmark 
dose modelling approach, if possible, to arrive at a reference dose for the 
human neurodevelopmental effects of MA.  To my knowledge, no authority is 
undertaking this task. 
  3)  In apparent contrast to the conclusions reached in the Background Paper, a 
recent publication by Van Dyke and colleagues (Van Dyke et al., 2014) 
examined experimental and modeled dermal exposures to MA and concluded 
that 1.5 μg/100 cm2 may not provide adequate protection against the 
California reference dose in all instances.  This group used cotton gloves 
which they acknowledge are likely to overestimate the transfer of surface 
residues as compared with human skin.  Furthermore, the direct application 
of their data [particularly transfer efficiency] in regard to their conclusion 
that a “clean” value of 1.5 μg /100 cm2 can still lead to excessive exposure, 
i.e., an exceedance of the RfD, is likely exaggerated.  This is because transfer 
efficiency from a surface cleaned to 1.5 μg/100 cm2 is likely to be different.  
For example, it is noted by Martyny (2008) that once a surface has been 
cleaned with a solvent such as “simple green” very little material remains 
readily dislodgeable.  These authors noted that additional washings were not 
particularly effective in removing more material.  Thus, once cleaned, the 
efficiency of transfer from surface-to-dermis is going to be significantly 
different than assessed by Van Dyke who measured efficiency using cotton 
gloves on a freshly contaminated surface.  It is my view that the study by Van 
Dyke does not provide cause for concern about the health protective nature 
of the California guidance value, but does illustrate the widely varying results 
one can generate using artificial experimental exposures and modelling 
Dr Kim correctly points out that, given the many conservative assumptions that are 
employed in the risk assessment process, small excursions above a reference dose 
do not automatically translate into the onset of adverse clinical effects. Indeed, a 
goal of risk assessment is to help ensure that such effects never come into play. The 
use of uncertainty factors is thus inherently subjective and involves a degree of 
conservatism. However, I do not find that the use of uncertainty factors such as 
those used in the California and Colorado calculations to be inappropriately 
conservative particularly in light of point 2 above.   
It may well be that a surface concentration could be different (higher or lower) than 
the current 0.5 μg /100cm2 NZ Guideline value based on a detailed re-evaluation of 
the various toxicological considerations including recent human data, and detailed 
consideration of inputs to exposure models, and we are currently in the process of 
exploring those possibilities.  The analysis presented by Dr Kim in the background 
paper by itself is, however, not a convincingly improved alternative to the current 
standard or that from California. 

It is
   worth noting that, since California implemented its standard, there are now 5 
additional US States that have adopted this including:  Minnesota, Wyoming, 
Washington, Virginia, and Kansas.   
LaGasse L, Wouldes T, Newman E, Smith L, Shah R, Derauf C, Huestis M, Arria A, 
Della Grotta S, Wilcox T, and Lester B. 2011. Prenatal methamphetamine exposure 
and neonatal neurobehavioral outcome in the USA and New Zealand. Neurotoxicol 
Teratol. 33(1):166. 
Unpublished data by Martyny, J.W. (2008) Decontamination of building materials 
contaminated with methamphetamine.  Pre-publication manuscript (Data are 
presented in OEEHA Children’s Exposure Report 20009). 
McDonnell-Dowling K, Donlon M, and Kelly J.  2014. Methamphetamine exposure 
during pregnancy at pharmacological doses produces neurodevelopmental and 
behavioural effects in rat offspring. Int J Develop Neurosci 35:42-15. 
Mendelson J, Uemura N, Harris D, Nath R, Fernandez E, Jacob P, Everhart E, and 
Jones R. 2006. Human pharmacology of the methamphetamine stereoisomers.  Clin 
Pharmacol Ther. 80(4):403. 
National Toxicology Program (NTP). 2005. NTP-CERHR Expert Panel Report on the 
reproductive and developmental toxicity of amphetamine and methamphetamine.  
Birth Defects Res B 74(6):471. 
Riviere G, Gentry W, and Owens S. et al., 2000.  Disposition of methamphetamine 
and its metabolite amphetamine in brain and other tissues in rats after intravenous 
administration.  J Pharmacol Exp Ther. 292(3):1042. 
Salocks C. 2016.  Assessing the health risks of  contaminants on surfaces: 
A case Study involving clandestine Meth Labs.  Presentation to the University of 
California, Davis.  January 2016. 
Smith L, Diaz S, LaGasse L, Wouldes T, Derauf C, Newman E, Arria A, Huestis M, 
Haning W, Strauss A, Della Grotta S, Dansereau L, Neal C, and Lester B. 2015. 
Developmental and behavioral consequences of prenatal methamphetamine 
exposure: A review of the Infant Development, Environment, and Lifestyle (IDEAL) 
study. Neurotoxicol Teratol 51:35. 
Van Dyke M, Martyny J, and Serrano K. 2014. Methamphetamine Residue Dermal 
Transfer Efficiencies from Household Surfaces. J. Occup Environ Hyg. 11:249. 
Wouldes T, Lagasse L, Huestis M, Dellagrotta S, Dansereau L, and Lester B. 2014. 
Prenatal methamphetamine exposure and neurodevelopmental outcomes in 

  ildren from 1 to 3 years.  Neurotoxicol Teratol 42:77.