Forord

På grund af amningens positive betydning for barnets helbred og for forholdet mellem mor og barn anbefaler Sundhedsstyrelsen generelt kvinder at amme deres børn i mindst 4 - og gerne 6 - måneder.

Det er dog velkendt, at modermælk kan indeholde forskellige miljøfremmede stoffer. Sundhedsstyrelsen har ved tidligere undersøgelser i henholdsvis 1982-83 og 1986-87 undersøgt modermælks indhold heraf.

En af konklusionerne på den sidste undersøgelse var, at der var behov for at følge udviklingen af forureningsniveauerne for dioxiner, PCB og chlorholdige pesticider i mennesker. Som et led i denne opfølgning blev der indsamlet modermælksprøver i 1993-94 til brug for en ny undersøgelse. De samlede resultater af denne undersøgelse forelå foråret 1997. Delresultater har været publiceret tidligere. Denne rapport sammenfatter og gennemgår samtlige resultater.

Undersøgelsen har vist, at forureningsniveauerne i modermælk generelt er faldende.

På denne baggrund er det undersøgelsens konklusion, at amning fortsat bør støttes og fremmes.

Sundhedsstyrelsen vil hermed takke alle de personer og institutioner, som har bidraget til undersøgelsen, herunder i særlig grad de mødre, som har leveret mælkeprøverne, og personalet ved de medvirkende fødeafdelinger.

Sundhedsministeriets Miljømedicinske Forskningscenter (SMF) har medfinansieret undersøgelsen med en bevilling på 1 mill. kroner.

Sundhedsstyrelsen
September 1999

Einar Krag

Michael von Magnus

Ordliste/forkortelser

• ADI: Acceptabel daglig indtagelse (for stoffer, som tillades anvendt i fødevareproduktionen)
• ATSDR: Agency for Toxic Substances and Disease Registry, Atlanta, USA
• congenere: Stoffer, der i struktur er nært beslægtede (fx de enkelte forbindelser af PCB)
• DDE: p,p´- Dichlordiphenyldichlorethen
• dioxiner: Anvendes i denne rapport samlet for PCDD og PCDF
• dioxinlignende PCB: Congenere, der har samme toksikologiske virkemåde som dioxinerne (inddeles i non-ortho og mono-ortho congenere (coplanare congenere))
• EPA: Environmental Protection Agency (svarer til Miljøstyrelsen)
• HCB: Hexachlorbenzen
• HCH: Hxachlorcyclohexan
• JMPR: Joint FAO/WHO Meeting on Pesticide Residues: En ekspertgruppe under FAO/WHO, som mødes ca. én gang om året for at vurdere pesticider, der anvendes ved fremstilling af fødevarer
• LOAEL: Lowest observed adverse effect level, dvs. den laveste dosis, fundet ved eksperiment eller observation, som forårsager en negativ (adverse) ændring i morfologi, funktionel kapacitet, vækst, udvikling eller livslængde hos en organisme, som kan skelnes fra den normale (kontrol-)organisme under definerede eksponeringsbetingelser
• µg: Mikrogram (10^-6 gram, dvs. 0,001 mg)
• ng: Nanogram (10^-9 gram, dvs. 0,000 001 mg)
• NOAEL: No observed adverse effect level, dvs. den højeste dosis, fundet ved eksperiment eller observation, som ikke forårsager en negativ (adverse) ændring i morfologi, funktionel kapacitet, vækst, udvikling eller livslængde hos en organisme under definerede eksponeringsbetingelser. Ændringer, som ikke anses for at være negative (adverse), vil undertiden kunne iagttages.
• NOEL: No observed effect level, dvs. den højeste dosis, fundet ved eksperiment eller observation, som ikke forårsager ændring i morfologi, funktionel kapacitet, vækst, udvikling eller livslængde hos en organisme under definerede eksponeringsbetingelser
• PCB: Polychlorerede biphenyler
• PCDD: Polychlorerede dibenzo-p-dioxiner
• PCDF: Polychlorerede dibenzofuraner
• pg: Picogram (10^-12 gram, dvs. 0,000 000 001 mg)
• ppb: Parts per billion, dvs. 10^-9
• ppm: Parts per million, dvs. 10^-6
• ppt: Parts per trillion, dvs. 10^-12
• PTWI: Provisional tolerable weekly intake, dvs. en foreløbig tolerabel ugentlig indtagelse
• RfD: Referencedosis (svarer til TDI)
• sum-PCB: Summen af udvalgte PCB-congenere
• TCDD: 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin (den mest toksiske dioxin-congener, også kaldet Seveso-dioxin)
• TDI: Tolerabel daglig indtagelse (for stoffer, der forekommer som utilsigtet forurening)
• TEF: (Dioxin-)toksicitets-ækvivalent-faktor
• TEQ: Toxic equivalency: den estimerede samlede toksicitet af blandinger af dioxin og/eller dioxinlignende PCB
• total-PCB: PCB bestemt med en ældre type analysemetode, hvor en teknisk PCB-blanding bliver brugt som standard
• US EPA: Den amerikanske miljøstyrelse
• WHO: World Health Organization, dvs. Verdenssundhedsorganisationen.

Resumé

Formål
Undersøgelsens hovedformål var at bestemme indholdet af chlorholdige pesticider, dioxiner, PCB, kviksølv og selen hos førstegangsfødende mødre i Danmark og at vurdere fundene toksikologisk på baggrund af ny viden.

Materiale/metoder
Der blev indsamlet blodprøver få dage efter fødslen og modermælk 3-8 uger efter fødslen fra 86 førstegangsfødende 25-29-årige kvinder fra 8 forskellige amter i Danmark. De indsamlede prøver blev analyseret for ovennævnte stoffer. Ikke alle prøver blev analyseret for alle stoffer.

Resultater
Der blev fundet følgende koncentrationer i modermælk og blod:

Konklusioner/anbefalinger:
Indholdet af de af de ove nstående forureningsstoffer, som tidligere er undersøgt i Danmark, har vist en større eller mindre faldende tendens, bortset fra dioxin. Det gennemsnitlige indhold er på omtrent samme niveau som i Norge og Sverige. Amning bør således fortsat støttes og fremmes. Den vigtigste kilde til moderens eksponering for de undersøgte stoffer er fødevarer. Der er ikke anledning til at komme med specifikke kostråd rettet mod piger og kvinder i den fødedygtige alder, men da specielt fede fisk kan være en betydende kilde til indtagelse af de chlorholdige forureningskomponenter, skal det påpeges, at Fødevaredirektoratets sædvanlige kostråd, dvs. at alle danskere bør indtage 1-2 fiskemåltider (200-300 gram) ugentligt, vekslende mellem de fede og magre fiskesorter, også gælder for piger og kvinder i den fødedygtige alder. Mindsket fedtindtagelse i øvrigt fra kød og mejeriprodukter vil desuden medføre nedsat indtagelse af stofferne.

Summary

Purpose:
The main purpose of the investigation has been to determine the content of chlorinated pesticides, dioxins, PCB, mercury and selenium in Danish mothers giving birth for the first time and to assess the findings in the light of recent toxicological knowledge.

Material/methods:
Blood samples were taken a few days after giving birth, and mother's milk samples were collected 3-8 weeks after birth from 86 mothers aged 25-29 years giving birth for the first time from 8 different counties in Denmark. The samples were analysed for the above-mentioned substances. Not all samples were analysed for all substances.

Results:
The following concentrations were found in milk and blood:

Conclusions/recommendations:
Those substances that previously have been examined in Denmark have in this study in general shown a greater or lesser decreasing tendency, except for dioxin. The average content is of the same order of magnitude as in Norway and Sweden. Nursing should therefore also in the future be supported and encouraged. The most important source of exposure for the mother is the diet. There is no reason to offer any special dietary advice to girls and fertile women, but as especially fatty fish may be a substantial source with regard to the intake of these substances it should be pointed out that the advice of the Danish Veterinary and Food Administration, that all Danes should eat 1-2 fishmeals (200 - 300 grams) a week, alternating between lean and fat fish, is equally valid for girls and fertile women. A reduced consumption of fat from meat and dairy products will likewise lead to a decreased intake of the substances.

1. Indledning

1.1 Baggrund

Modermælken er den naturlige og vigtigste ernæringskilde for spædbarnet. Modermælken har en række betydningsfulde ernæringsmæssige og immunologiske egenskaber og frembyder sammen med det tætte mor/barn forhold under amningen en række fordele for barnets vækst og udvikling.

Allerede i 1950'erne blev det påvist, at insektmidlet DDT kunne forekomme i modermælken, og op gennem 1960'erne og 1970'erne fremkom flere og flere undersøgelser, som viste, at adskillige af de miljøbestandige og svært nedbrydelige chlorholdige pesticider blev opkoncentreret i fødekæderne. Som sidste led heri blev de ophobet i fedtvævet hos mennesker med den konsekvens, at stofferne også forekom i modermælkens fedtfase. Det medførte stor bekymring blandt forskere og i offentligheden, da det i 1960'erne og 1970'erne blev påvist, at også industrikemikaliet PCB blev opkoncentreret i fødekæderne og modermælken, sammenholdt med, at indholdet af disse stoffer i modermælken kunne medføre, at det diende spædbarns daglige indtagelse af disse stoffer oversteg det niveau, der blev betragtet som "acceptabelt" for voksne.

I 1970'erne og 1980'erne blev der iværksat en række foranstaltninger for at nedbringe forureningen med disse stoffer.

Sundhedsstyrelsen nedsatte i 1981 en såkaldt referencegruppe med repræsentanter fra en række berørte styrelser især med baggrund i offentliggørelsen af resultater fra Vesttyskland af indholdet af visse pesticider i modermælk. Gruppen gennemførte i 1982-83 en undersøgelse og vurdering af indholdet af PCB og chlorholdige pesticider i danske prøver af modermælk. De fundne koncentrationer af de undersøgte stoffer var af samme størrelsesorden som i Norge og Sverige. Referencegruppen konkluderede, at der var et uønsket indhold af PCB og visse chlorerede pesticider i danske kvinders mælk, men at det ikke udgjorde nogen sundhedsfare for barnet, og at amning fortsat efter en samlet vurdering burde fremmes (1).

I 1984-85 blev det i stigende omfang erkendt, at også dioxiner¹ kunne forekomme i modermælk, hvorfor der i 1986-87 i samarbejde med Fødevaredirektoratet (tidligere Levnedsmiddelstyrelsen) og Miljøstyrelsen blev igangsat en ny undersøgelse af prøver af dansk modermælk, hvor indholdet af dioxiner blev bestemt sammen med indholdet af PCB og chlorholdige pesticider. Undersøgelsen af dioxinerne i modermælk blev koordineret med tilsvarende undersøgelser i de andre nordiske lande og indgik som et led i WHO's bestræbelser på at kortlægge indholdet af dioxiner og PCB i modermælk i de europæiske lande (2,3). På baggrund af ekspertvurderinger af undersøgelsens resultater vurderede Sundhedsstyrelsen igen - i overensstemmelse med internationale vurderinger - at amning fortsat burde fremmes. Samtidig blev der peget på, at undersøgelserne burde følges op med jævne mellemrum for at vurdere virkningen af de forureningsbekæmpende foranstaltninger.

Nærværende undersøgelse blev tilrettelagt som en integreret del af det danske bidrag til WHO's opfølgning af tidligere undersøgelser og imødekommer anbefalingen om, at indholdet af disse stoffer i modermælk følges med jævne mellemrum.

¹ "Dioxiner" anvendes i denne rapport samlet for dioxiner (PCDD) og furaner (PCDF).

1.2 Undersøgelsens deltagere

Nærværende undersøgelse er gennemført i et samarbejde mellem Sundhedsstyrelsen og Fødevaredirektoratet.

Sundhedsstyrelsen forestod i samarbejde med de deltagende fødeafdelinger indsamlingen af mælke- og blodprøver. Sygeplejerske Karin Balslev har som projektmedarbejder varetaget de praktiske forhold omkring motivering af sygehusene og indsamling af mælkeprøverne. I Sundhedsstyrelsen har undersøgelsen været forestået af lægerne Lis Keiding, Lis Sahl Andersen, Tove Petersen og Elle Laursen.

Analysearbejdet blev foretaget af Fødevaredirektoratet samt af RIVM, som var et af WHO´s referencelaboratorier på dioxin- og PCB-området, i Bilthoven i Holland. Kviksølv- og selenanalyserne blev foretaget på Sporstoflaboratoriet, Klinisk Kemisk Afdeling, Odense Universitetshospital. I Fødevaredirektoratet har undersøgelsen været forestået af afdelingsleder Arne Büchert, akademiingeniør Tommy Cederberg og civilingeniør Gudrun Hilbert. Afdelingsforstander John Christian Larsen har foretaget den toksikologiske vurdering.

Den statistiske bearbejdelse af resultaterne er foretaget af fuldmægtig Kirsten Frederiksen, Sundhedsstyrelsen.

Rapporten er udarbejdet af Elle Laursen fra Sundhedsstyrelsen og Arne Büchert, Tommy Cederberg, Gudrun Hilbert og John Christian Larsen fra Fødevaredirektoratet.

Arbejdet er blevet fulgt af en følgegruppe, der har haft til formål:

Følgegruppens medlemmer takkes hermed for deres arbejde.

1.3 Undersøgelsens formål

Niveauet for forureningsstoffer i modermælk kan både anvendes a) som markør for mødres belastning med de stoffer, der analyseres for i undersøgelsen, b) for ændringer heri (ved sammenligninger med tidligere undersøgelser) og c) til vurdering af den toksikologiske betydning af spædbørns udsættelse for disse stoffer.

Den opnåede viden kan bruges dels til at følge miljøforureningen og virkningerne af de forureningsbekæmpende tiltag, dels til at foretage en samlet afvejning af fordele og ulemper ved amning.

Formålene ved undersøgelsens start i 1993 kan summarisk beskrives som:

Det var, som nævnt ovenfor, oprindeligt tanken at medtage bly og cadmium i undersøgelsen, men de indsamlede prøver kunne ikke anvendes til analyse for disse stoffer pga. usikkerhed om forurening under prøveudtagningen.

Bilag A.1 giver en kort beskrivelse af de stofgrupper, som indgår i undersøgelsen.

1.4 Deltagelse i WHO's modermælksundersøgelse

Undersøgelsen omfattede som en integreret del det danske bidrag til WHO´s modermælksundersøgelse, der var en opfølgning på en tilsvarende international undersøgelse fra 1986 (3). Danmark sendte i november 1993 fire individuelle mælkeprøver og en såkaldt "pool prøve", bestående af lige dele fuldmælk blandet sammen fra 48 kvinder, til analyse på RIVM laboratoriet i Bilthoven, Holland. Undersøgelserne af de individuelle prøver har til formål at belyse forskelle i indholdet af de aktuelle forureningskomponenter i modermælken fra de enkelte mødre, medens resultaterne af den poolede prøve udtrykker gennemsnitsværdier. Da den poolede prøve er sammenblandet af prøver udtaget over hele landet, vil resultaterne fra analysen af den poolede prøve være et udtryk for det landsgennemsnitlige indhold af forureningerne i modermælk fra danske kvinder.

De indsamlede prøver er til WHO-undersøgelsen undersøgt for dioxiner og PCB-congenere. Resultaterne forelå i februar 1994 og indgik i WHO-undersøgelsen, som blev afrapporteret i 1996 (4). I WHO-undersøgelsen indgik mælkeprøver fra 19 lande.

I oktober 1994 blev yderligere 6 individuelle mælkeprøver undersøgt på det hollandske laboratorium for de samme stoffer som de første prøver med det formål at udvide datamaterialet for den danske del af undersøgelsen.

1.5 Forurening af modermælk

Dioxiner, PCB, DDT og andre vanskeligt nedbrydelige chlorholdige forbindelser findes i dag sammen med giftige metaller som en permanent baggrundsforurening i miljøet. Medens dioxiner dannes som et uønsket biprodukt ved forbrændingsprocesser, herunder forbrænding af husholdningsaffald, er forekomsten af PCB, DDT m.v. primært et resultat af en tidligere bevidst anvendelse af stofferne, hvor DDT og lignende chlororganiske stoffer har været anvendt over hele kloden til bekæmpelse af malaria og insektangreb på planteafgrøder m.v. Anvendelsen af stofferne er i dag forbudt over det meste af verden, men stofferne cirkulerer fortsat i miljøet, og på grund af deres udbredte forekomst sker der en kronisk påvirkning af befolkningen.

Modermælkens indhold af de særligt persistente chlorholdige forureningskomponenter er et resultat af den kroniske belastning med stofferne, som moderen har været udsat for siden sin fødsel eller reelt set allerede fra fosterstadiet.

Maden er den primære kilde til befolkningens eksponering for disse stoffer, der på grund af deres lipofile (fedtopløselige) karakter primært findes i fede fisk, kød og mejeriprodukter. Stoffernes lipofile karakter og det forhold, at de kun vanskeligt nedbrydes, bevirker, at de akkumuleres og opkoncentreres gennem fødekæden med fedtvævet - og dermed den fedtholdige modermælk - som det sidste led. Udskillelsen sker kun langsomt fra organismen med halveringstider af størrelsesordenen 8-10 år eller mere, og med alderen bliver en stigende mængde af stofferne lagret i kroppens fedtvæv.

Fiskeindtaget har derudover betydning for kroppens belastning med methyl-kviksølv.

Den mest betydelige udskillelsesvej for stofferne er via modermælken hos diende kvinder, idet mælkens fedt stammer fra kropsdepoterne. Koncentrationen af fedt i modermælk er ca. 10 gange højere end koncentrationen af fedt i blod, og derfor vil koncentrationen af forureningerne være tilsvarende højere i modermælken end i blodet. Da brystmælk er den mest effektive udskillelsesvej, falder forureningsniveauet i modermælken med antallet af ammede børn. Også i løbet af den enkelte ammeperiode falder indholdet af de chlorholdige forureningsstoffer i mælken typisk med mere end 20% i løbet af 6 måneder.

Forureningsniveauet af den mælk, som en kvinde producerer til det første barn, hun ammer, er derfor et godt mål for den eksponering, som kvinden har været udsat for via kosten, via arbejdsmiljøet og via baggrundsforureningen i det område, hvor hun bor.

De chlororganiske forureningskomponenter findes ligeledes i konsummælken, men typisk i koncentrationer, der er 2,5-5% af koncentrationen i modermælk. Diende børn bliver derfor udsat for disse forureninger i langt højere grad end børn, der ernæres ved modermælkserstatning. Til gengæld har brysternæring mange andre fordele i form af fx overførsel af antistoffer fra moderen, hvorved hyppigheden af infektionssygdomme nedsættes, og forebyggelse af (mælke)-allergi.

2. Materiale og metoder

2.1 Deltagende sygehuse

Man ønskede en prøvetagning, der var tilnærmelsesvist repræsentativ for forskellige områder i hele landet. Af hensyn til WHO-undersøgelsen skulle designet ligne det fra 1986-87, idet det tilstræbtes, at de samme sygehuse skulle medvirke.

Følgende 4 sygehuse deltog både i 1986-87 og i nærværende undersøgelse:

• Sct. Josephs Hospital i Esbjerg
• Sønderborg Sygehus
• Centralsygehuset i Næstved
• Hvidovre Hospital.

• Viborg Sygehus
• Århus Kommunehospital
• Centralsygehuset i Holbæk
• Bornholms Centralsygehus i Rønne.

Sygehusene i Ålborg og Odense, som indgik i 1986-87, kunne desværre ikke medvirke i nærværende undersøgelse.

Følgende amter er således repræsenteret i undersøgelsen: Bornholms, Ribe, Storstrøms, Sønderjyllands, Vestsjællands, Viborg og Århus amter samt Københavns Kommune.

2.2 Inklusionskriterier

Førstegangsfødende kvinder mellem 25 og 29 år, som var født og opvokset i Danmark og som havde gennemført normal graviditet og fødsel, kunne indgå i undersøgelsen. Både mor og barn skulle være raske (barnet måtte højst have været indlagt på børneafdeling i 2 døgn). Mødrene måtte højst have boet uden for Vesteuropa 1 år af deres levetid. Til WHO-undersøgelsen måtte kvinderne højst have boet uden for det udvalgte geografiske område i 6 måneder inden for de sidste 5 år.

Der blev valgt mødre med 1 barn, som skulle være overvejende ernæret af modermælk.

2.3 Prøveindsamling

Kvinder, der opfyldte inklusionskriterierne på de pågældende fødesteder, blev tilbudt deltagelse.

Alle de deltagende mødre fik mundtlig og skriftlig information (bilag E) om undersøgelsens formål og betydning for den enkelte.

Det blev pointeret over for alle deltagere, at deltagelse var frivillig, og at man kunne trække sit tilsagn om deltagelse tilbage på et hvilket som helst tidspunkt, indtil prøverne var afleveret.

På barselafdelingen fik de deltagende mødre taget en blodprøve til metalanalyse, og de besvarede spørgeskema I (bilag F), som indeholdt oplysninger om bl.a. alder, højde, vægt, bopæl, erhverv, kostvaner, herunder kostens indhold af fisk, kød og mælkeprodukter, og rygevaner.

Efter 3-8 uger udmalkede og indsendte mødrene mælkeprøver, enten 70 mL udmalket i løbet af én dag, der blev brugt til fremstillingen af en "pool prøve", eller en større prøve på 300-500 mL opsamlet over en uge til individuel analyse. I forbindelse hermed fik de yderligere information (bilag G) og besvarede herefter spørgeskema II (bilag H), omhandlende moderens og barnets vægt, barnets ernæring udover brysternæring og moderens eventuelle indtagelse af medicin.

I alt 126 kvinder ønskede at deltage i undersøgelsen. 86 mælkeprøver blev afleveret, heraf godt halvdelen med 300 mL mælk eller mere. Prøverne blev opsamlet mellem april 1993 og april 1994.

Undersøgelsen blev gennemført for midler fra Sundhedsministeriets Miljømedicinske Forskningscenter. Da der blev bevilget et mindre beløb end det søgte, har der ikke været ressourcer til analyse af alle prøver for samtlige relevante stoffer.

Undersøgelsen er anmeldt til den Videnskabsetiske Komité for Københavns og Frederiksberg kommuner.

2.4 Analyseplan

Udvælgelsen af prøver til analyse skete bl.a. under hensyntagen til mængden af de enkelte prøver.

Før analyserne blev de indsamlede mælkeprøver inddelt i blokke af hver 6 prøver. Prøverne fra disse blokke blev, så vidt det var muligt, analyseret i samme prøveserie. Der blev tilstræbt en ligelig fordeling af indtag af henholdsvis fisk, mejeriprodukter og oksekød inden for hver blok. Formålet med blokinddelingen var at sikre, at en eventuel analysevariation mellem blokkene blev jævnt fordelt på de undersøgte faktorer.

De chlorholdige organiske stoffer er som nævnt fedtopløselige og følger derfor fedtet i modermælken. Fedtkoncentrationen i modermælken varierer både fra kvinde til kvinde og i løbet af den enkelte kvindes ammeperiode. Ved sammenligning af analyseresultaterne for disse stoffer korrigeres der for variationen i modermælkens fedtindhold ved at anvende værdier beregnet på fedtbasis.

3. Resultater

Dette kapitel indeholder en fremlægning af de væsentligste resultater og konklusioner, der kan uddrages af de opnåede analyseresultater.

Den kemiske struktur og navngivning af de analyserede forbindelser er beskrevet i bilag A.2 og A.3. De anvendte analysemetoder er beskrevet i bilagene C.1-C.5, og de enkelte analyseresultater fremgår af tabellerne i bilagene D.1-D.5.

3.1 Chlorholdige pesticider og total-PCB i modermælk

I alt 36 prøver af modermælk er blevet analyseret for indhold af chlorholdige pesticider og total-PCB. Følgende chlorholdige pesticider og nedbrydningsprodukter er blevet bestemt: HCB, ß-HCH, lindan, heptachlorepoxid (cis), dieldrin og p,p'-DDE.

Fordelingen af indholdene beskrives bedst ved en logaritmisk fordeling, hvorfor de gennemsnitlige indhold er opgivet som medianer. Figur 3.1 viser et eksempel på en sådan fordeling for p,p'-DDE.

Figur 3.1. Fordeling af 36 prøver som en funktion af p,p'-DDE koncentrationen i modermælk fra danske kvinder 1993-94.

/Figuren viser indholdene af p,p'-DDE i 36 prøver fordelt efter koncentrationsinterval. De fleste prøver ligger i intervallet 60-240 ng/g fedt./

Minimumsværdien er 76, maximum 647, middelværdien 222 og medianen 178 ng/g fedt.

Figurerne 3.2 og 3.3 viser medianværdierne for de stoffer, der er påvist indhold af, og som der også blev analyseret for ved undersøgelserne i 1982 og 1986.

For alle chlorholdige pesticider og total-PCB ses et signifikant fald i koncentrationsniveauerne i perioden fra 1982 til 1993-94. I forhold til niveauerne i 1982 er der sket et fald på ca. 50-80%, som er mest markant for p,p'-DDE og HCB og mindst for total-PCB og ß-HCH. Dieldrin viste samme indhold i 1982 og 1986, mens der til nærværende undersøgelse er sket et fald på 73%.

Figur 3.2. Den tidsmæssige udvikling af dieldrin, HCB og ß-HCH i danske kvinders modermælk. For at kunne sammenligne med tallene fra 1986 og 1993-94 er 1982-værdierne beregnet som medianerne for førstegangsfødende 25-29 år. Kilde: 1982 (1), 1986 (2).

/Figuren viser et faldende niveau af de tre stoffer fra 1982 til 1993-94./

Figur 3.3. Den tidsmæssige udvikling af p,p'-DDE og total-PCB i danske kvinders modermælk. For at kunne sammenligne med tallene fra 1986 og 1993-94 er 1982-værdierne beregnet som medianerne for førstegangsfødende 25-29 år. Kilde: 1982 (1), 1986 (2).

/Figuren viser et faldende niveau af de to stoffer fra 1982 til 1993-94./

Der er desuden blevet analyseret for heptachlorepoxid. Der blev fundet et medianindhold på 8 ng/g fedt, hvilket er et fald i forhold til 1982 på 60%.

Der var analytiske problemer ved bestemmelsen af p,p´-DDT (se bilag C.1), så der er ikke opgivet nogle resultater for dette stof. Koncentrationen af p,p´-DDT vil imidlertid være langt mindre end p,p´-DDE, der er et nedbrydningsprodukt af p,p´-DDT.

Andre lande har foretaget tilsvarende undersøgelser af modermælk. Tabel 3.1 viser resultaterne af udvalgte chlorholdige pesticider fra nogle omkringliggende lande.

Tabel 3.1. Indholdet af chlorholdige pesticider i modermælk sammenlignet med andre lande. Enhed: ng/g fedt.

* Nærværende undersøgelse
** Personlig kommunikation fra Fürst P, Chemisches Landes- und Staatliches Veterinäruntersuchungsamt, Münster, Tyskland

Det fremgår, at de danske modermælksprøver har et indhold enten på samme niveau som de andre lande eller på et niveau beliggende i den nederste halvdel.

Ved sammenligning af analyseresultater fra flere tidsperioder skal man være opmærksom på, at de observerede forskelle ikke skyldes fx ændringer i analysemetoderne. Der har ikke været prøver fra de tidligere undersøgelser til rådighed, som kunne genanalyseres sammen med de nye prøver, men det er tilstræbt at opnå så sammenlignelige resultater som muligt. Således er analysemetoden til total-PCB den samme som tidligere, og et mindre antal prøver er blevet analyset med den samme metode, som chlorpesticiderne er blevet bestemt med tidligere. Der blev ikke fundet systematiske forskelle mellem de to metoder.

Desuden er der i en række andre lande blevet observeret tilsvarende fald i koncentrationerne af chlorholdige pesticider og PCB i modermælk, bl.a. i Sverige (5) og i Tyskland (7). Der er derfor god grund til at betragte de faldende koncentrationer som reelle og til at konkludere, at det fald, der ved andre undersøgelser er konstateret i miljøforureningen med chlorholdige pesticider og PCB i fx fisk, også ses i modermælk

3.2 Dioxin og dioxinlignende PCB i modermælk

10 individuelle prøver og én poolprøve blev analyseret for både dioxin- og PCB-congenere. Disse resultater indgår som en del af WHO's internationale kortlægning af dioxin og PCB i modermælk (4). Endvidere er 37 prøver blevet analyseret udelukkende for indhold af PCB-congenere.

Nogle af PCB-congenerne har samme toksiske effekt som dioxinerne, så ved omtale af niveauer af dioxin og dioxinlignende PCB er det mest hensigtsmæssigt at vægte de enkelte congeneres toksicitet i forhold til Seveso-dioxinen 2,3,7,8-TCDD. Hver congeners koncentration bliver omsat til toksiske ækvivalenter, og disse ækvivalenter kan adderes til en samlet TEQ-værdi (se omtalen af toksicitets-ækvivalent-faktorer, TEF, og toksiske ækvivalenter, TEQ, i bilag B 2.4). I nærværende undersøgelse er der anvendt de internationale TEF-værdier foreslået i 1988 for dioxinerne (9) og i 1994 for de dioxinlignende PCB (10).

Ved undersøgelsen i 1986 blev der kun analyseret for dioxin-congenere og ikke for PCB-congenere, så den samlede TEQ-værdi indeholder derfor kun bidrag fra dioxinerne. Figur 3.4 viser resultatet af dioxin-TEQ fra nærværende undersøgelse sammenholdt med undersøgelsen i 1986 og tilsvarende resultater fra Danmarks nabolande.

Figur 3.4. TEQ-værdier i modermælk målt i Danmark og omkringliggende lande i 1986-88 og 1993. Kun TEQ fra dioxiner er vist. Prøverne fra Sverige er indsamlet i 1994. Prøver: Danmark, Holland og Tyskland: pools fra hele landet; Norge: 3 byer; England: 2 byer; Sverige: 2 byer; Finland: 1. sæt søjler er Helsinki, 2. sæt Kuopio. Kilde: (4) og (5).

/Figuren viser et svagt fald i dioxin i Danmark og et noget større fald i Sverige, Norge, Holland, Tyskland og England fra 1986-88 til 1993./

Faldet i TEQ-værdi for Danmark fra 17,6 pg/g fedt i 1986 til 15,2 i 1993 er ikke signifikant, analyseusikkerheden og antallet af prøver taget i betragtning. Et signifikant fald i samme tidsperiode er derimod observeret i flere andre lande, bl.a. i England og i Tyskland (4).

Af Figur 3.4 ses, at i 1986 var det danske modermælks dioxinindhold på samme niveau som i de øvrige nordiske lande, mens landene syd og vest for Danmark udviste markant højere indhold. I 1993 er indholdene fra disse lande faldet til omtrent det samme niveau som det danske.

Figur 3.4 tyder desuden på, at dioxinniveauet i Sverige (i 1994) og Norge er lavere end det danske. Analyseusikkerheden og spørgsmålet om, hvor repræsentative prøverne er, gør dog, at man kun ved at følge udviklingen over en længere periode kan afgøre, om tendensen til fald er holdbar.

I Tabel 3.2 er de totale TEQ-værdier, der inkluderer bidrag fra både dioxin og dioxinlignende PCB, vist sammen med de tilsvarende tal fra omkringliggende lande.

Tabel 3.2. Bidrag til total-TEQ fra dioxin og dioxinlignende PCB (non-ortho og mono-ortho PCB). Tal fra Danmark og omkringliggende lande. Kilde: (4) bortset fra *nærværende undersøgelse og **(5). Prøverne er fra 1993, dog *1993-94 og **1994. I TEQ fra mono-ortho PCB indgår bidrag fra PCB 105, 118, 156, 157 og 167, fra Sverige dog PCB 105, 118, 156 og 167. Enhed: pg TEQ/g fedt.

I Danmark og Holland bidrager dioxin og PCB omtrent lige meget til total-TEQ, mens PCB bidrager mest i Sverige og Norge og dioxin mest i Finland og England. Når total-TEQ fra både dioxin og PCB sammenlignes, ligger Holland højest og Kuopio i Finland lavest.

For at give et overblik over de enkelte congeneres bidrag til TEQ er der i Figur 3.5 vist en rangliste med de dioxin- og PCB-congenere, der bidrager med mere end 5%.

Figur 3.5. Rangliste med de dioxin- og PCB-congenere, der bidrager mest til den totale TEQ. Kun congenere med bidrag over 5% er vist. Modermælk fra danske kvinder 1993-94.

/Figuren viser, at de tre congenere, som bidrager mest, er PCB 156, 2,3,4,7,8-PeCDF og PCB 126./

De tre højeste, der alle bidrager med mere end 15%, er PCB 156, 2,3,4,7,8-PeCDF og PCB 126. Det er interessant at konstatere, at der er tale om congenere fra forskellige grupper, nemlig dioxinerne, non-ortho PCB og mono-ortho PCB. Kilderne til miljøforureningen med disse grupper kan være forskellige, og forholdsmæssigt kan de ændre sig over tid (11). Det er vigtigt fortsat at overvåge alle tre grupper for at kunne vurdere årsagen til udvikling over tid i den totale TEQ-værdi.

3.3 Sammenligning af congener-specifik PCB og total-PCB i modermælk

Bestemmelse af PCB blev tidligere foretaget vha. gaschromatografi med en pakket kolonne. Med denne teknik får man et mål for det samlede indhold af PCB. Det er imidlertid en analyse, som er meget metodeafhængig, og hvor resultaterne kun meget usikkert kan sammenlignes fra laboratorium til laboratorium. Nu om dage anvendes kapillarkolonne-gaschromatografi, hvorved man kan bestemme indholdet af de enkelte PCB-congenere.

I fremtiden vil kun kapillarkolonneteknikken blive anvendt, men i denne undersøgelse er begge PCB-analyseteknikker blevet anvendt. Det er sket for at kunne sammenligne resultaterne fra de to teknikker og for i ubrudt rækkefølge at kunne følge udviklingen over tid af PCB-niveauet.

Figur 3.6 viser korrelationen mellem total-PCB og summen af de 6 PCB- congenere, der optræder i størst koncentration. Korrelationskoefficienten "r" er et udtryk for den lineære sammenhæng mellem de undersøgte komponenter.

Figur 3.6. Sammenligning af resultater fra gammel og ny analyseteknik til bestemmelse af PCB i modermælk fra danske kvinder. Total-PCB (gammel analyseteknik) er bestemt i forhold til en teknisk PCB-blanding. Sum-PCB (ny analyseteknik) er bestemt som summen af seks PCB-congenere, der er analyseret enkeltvis (PCB 118+138+153+156+170+180).

/Figuren viser en korrelation på 0,92 mellem resultater opnået ved henholdsvis den gamle og den ny analyseteknik. /

I betragtning af den analysetekniske forskel mellem de to metoder er den lineære sammenhæng god med en korrelationskoefficient (r) på 0,92.

Ved fremtidige undersøgelser, foretaget udelukkende med congener-specifikke analyser, kan man derfor stadig følge udviklingen af PCB-niveauet og sammenholde det med tidligere niveauer ved at bruge regressionslinjen til at omregne mellem sum-PCB og total-PCB.

3.4 Sammenhæng mellem organiske forureningskomponenter i modermælk

En eventuel sammenhæng mellem koncentrationen af de organiske stoffer er blevet undersøgt ved hjælp af korrelationsanalyser.

Tabel 3.3 viser korrelationerne mellem udvalgte chlorpesticider og PCB 153.

For de chlorholdige pesticider indbyrdes er der kun fundet en svag positiv eller ingen korrelation, hvorimod der, som vist i Figur 3.7, er fundet en stærkere positiv korrelation (korrelationskoefficient r = 0,73) mellem p,p'-DDE og PCB 153. PCB 153 er valgt som indikator for PCB, da den forekommer i den højeste koncentration.

Tabel 3.3. Korrelation mellem udvalgte chlorpesticider og PCB 153 i modermælk fra danske kvinder 1993-94.

Figur 3.7. Korrelation mellem indhold af p,p'-DDE og PCB 153 i modermælk fra danske kvinder 1993-94.

/Figuren viser en korrelation på 0,73 mellem indholdet af p,p'-DDE og PCB 153./

PCB-congenermønstret, dvs. koncentrationen af de enkelte congenere i forhold til hinanden, er generelt set konstant i alle prøver, og derfor ses der en meget god korrelation mellem PCB 153 og summen af de seks PCB-congenere (PCB 118+138+153+156+170+180), der optræder i højst koncentration (r = 0,997), som vist i Figur 3.8.

Figur 3.8. Korrelation mellem PCB 153 og sum-PCB, der her er defineret som summen af de seks PCB-congenere (PCB 118+138+153+156+170+180), der optræder i højst koncentration i modermælk fra danske kvinder 1993-94.

/Figuren viser en korrelation på 0,997 mellem PCB 153 og sum-PCB/

Dioxin-congenermønstret er stort set uændret i forhold til undersøgelsen i 1987 (2). Det kan tages som et udtryk for, at kilderne til dioxinforureningen er de samme som tidligere. En eventuel sammenhæng mellem dioxin- og PCB-niveauet er vurderet ved at benytte TEQ-værdierne for hhv. dioxin, non-ortho PCB samt mono- og di-ortho PCB.

Den stærkeste korrelation blev fundet mellem TEQ fra dioxin og TEQ fra mono- og di-ortho PCB (se Figur 3.9).

Figur 3.9. Korrelation mellem dioxin-toksiske-ækvivalenter (TEQ) i modermælk. Sammenhæng mellem bidrag fra hhv. dioxin-congenere og de mono- og diortho substituerede PCB-congenere i modermælk fra danske kvinder 1993-94.

/Figuren viser en korrelation på 0,83 mellem TEQ-bidrag fra hhv. dioxin-congenere og mono- og diortho-substituerede PCB-congenere. /

Da der kun er 10 prøver til rådighed til at bestemme korrelationen til dioxinerne, må den fundne korrelation betegnes som usikker.

Til at bestemme, om der er korrelation mellem TEQ for non-ortho PCB og TEQ fra mono- og di-ortho PCB, er der desuden 36 prøver til rådighed. For disse prøver blev der kun fundet en noget svagere korrelation (r = 0,67).

Det kan konstateres, at mens det totale PCB-niveau kan estimeres med PCB 153, er der ikke fundet en sikker sammenhæng mellem fx PCB 153 og total-TEQ.

3.5 Kviksølv og selen i blod og modermælk

55 prøver af blod og 48 prøver af modermælk er blevet analyseret for kviksølv, og 54 prøver af blod og 48 prøver af modermælk er blevet analyseret for selen. En del af de oprindeligt udtagne blodprøver var desværre beskadiget under fremsendelsen til Fødevaredirektoratet og måtte kasseres. Desuden skal det fremhæves, at der blev fundet et særligt højt indhold af kviksølv i en modermælksprøve og i den tilsvarende blodprøve fra samme moder. Der blev også fundet dels en høj kviksølvkoncentration i en enkelt mælkeprøve uden tilsvarende forhøjet indhold i samme persons blodprøve, dels et højt indhold af selen i en enkelt blodprøve uden tilsvarende forhøjet selenindhold i modermælksprøven fra den samme moder. I alle tilfældene blev de forhøjede resultaterne verificeret ved fornyet analyse. Da det ikke kan udelukkes, at der er sket en forurening af prøverne under fremsendelse fra mødrene eller hospitalet via Fødevaredirektoratet til Sporstoflaboratoriet i Odense, må de forhøjede resultater tages med et vist forbehold, og værdierne er ikke medtaget ved databehandlingen. Det forhold, at et forhøjet kviksølvindhold er påvist i modermælks- og blodprøven fra den samme moder, tyder dog på, at der kan være tale om et reelt indhold, der således kan tages som en illustration af variationsbredden for kviksølvindholdet.

Resultaterne af målingerne, der er samlet i bilag D.4 og D.5, er sammenfattet i den efterfølgende Tabel 3.4.

Tabel 3.4. Middelværdi og standardafvigelse beregnet for kviksølv og selen i modermælk og blod fra danske kvinder 1993-94, fordelt efter det hospital, hvor prøverne blev indleveret.

Som det fremgår af tabellen, er middelindholdet af kviksølv i blod bestemt til 1,14 µg Hg/L blod (standardafvigelse = 0,37 µg/L) og i modermælk til 0,32 ng Hg/g modermælk (standardafvigelse = 0,17 ng/g), medens de tilsvarende indhold af selen er fundet til 94,4 µg Se/L blod (standardafvigelse = 13,8 µg/L) og 13,0 ng Se/g modermælk (standardafvigelse = 3,1 ng/g).

Disse værdier er i pæn overensstemmelse med tilsvarende resultater fra andre undersøgelser.

I udlandet er niveauerne svarende til baggrundskoncentrationer på mindre end 1 ng kviksølv/g modermælk. I Sverige var gennemsnitsniveauerne 0,8 ng kviksølv/g modermælk i Uppsala i 1978-79, medens man i Lund godt 10 år senere fandt indhold op til ca. 3 ng kviksølv/g modermælk. Omkring en fjerdedel af indholdet fandtes som methylkviksølv. Gennemsnitsindhold op til 10 ng kviksølv/g modermælk er rapporteret fra områder, hvor der ikke har været tegn på eller kendskab til særlige forureningskilder (12).

Typiske baggrundskoncentrationer af selen i modermælk ligger i området 10-25 ng selen/g modermælk. Der foreligger således undersøgelser fra Sverige fra 1978 og 1983, hvor der blev fundet indhold på henholdsvis 9,4 og 11,9 ng selen/g modermælk. Indholdet i kolostrum var betydeligt (30-50%) højere (12).

I Finland, der regnes for lav-selen område, blev der i 1983-84 fundet gennemsnitlige indhold i modermælken på 10-11 ng selen/g. I 1975-77 blev der fundet indhold svarende til 50 ng selen/g modermælk målt på tørstofbasis. Efter en beslutning i 1984 om tvungen tilsætning af selen til handelsgødning blev der i 1986 fundet indhold på 110 ng selen/g stadig målt på tørstofbasis (12).

Tilsvarende undersøgelser fra New Zealand, Tyskland, Belgien, Skotland og Grækenland viser indhold af selen inden for det førnævnte typiske "normalniveau". I USA blev der ved en større undersøgelse omfattende 240 prøver fra 17 stater fundet indhold i området 7-60 ng selen/g modermælk. Der var betydelige geografiske forskelle afhængigt af selenindholdet i den lokale kost (12).

Til brug for en vurdering af eventuel geografisk betinget forskel i prøvernes indhold af kviksølv og selen er der, som det også fremgår af tabellen, foretaget en beregning af middelværdierne (og standardafvigelsen) for prøverne fra de forskellige sygehuse. Dette er desuden illustreret i Figur 3.10, som viser middelværdierne og standardafvigelserne for målingerne af kviksølv i blod fra danske mødre. Ved vurderingen af beregningerne skal det erindres, at der for nogle af sygehusenes vedkommende er tale om et begrænset antal prøver, ned til 2-3 stk.

Figur 3.10. Middelværdier og standardafvigelse for kviksølv (Hg) i blod fra danske kvinder 1993-94, fordelt efter det hospital, hvor prøverne blev indleveret. Danmark: gennemsnit for alle 8 hospitaler.

/Figuren viser, at Århus ligger højst og Viborg lavest/

Der er ikke statistisk signifikante forskelle mellem de fundne indhold af kviksølv og selen i henholdsvis modermælk og blod i forhold til fødested.

Til belysning af en eventuel sammenhæng mellem forekomsten af de to uorganiske stoffer og andre forureningskomponenter er korrelationen til forekomsten af DDE og PCB beregnet, ligesom korrelationen for den indbyrdes afhængighed mellem de to uorganiske stoffer er belyst. Desuden er sammenhængen mellem stoffernes forekomst i henholdsvis blod og modermælk belyst på tilsvarende måde. Disse sammenhænge er eksemplificeret i Figur 3.11 og 3.12, der viser korrelationen mellem indholdet af kviksølv i henholdsvis blod og modermælk samt korrelationen mellem kviksølv og DDE i modermælk.

Figur 3.11. Korrelationen mellem kviksølv (Hg) i henholdsvis blod og modermælk. Danske kvinder, 1993-94.

/Figuren viser en korrelation på 0,282 mellem kviksølv i hhv. blod og modermælk./

Figur 3.12. Korrelationen mellem kviksølv (Hg) og DDE i modermælk. Danske kvinder, 1993-94.

/Figuren viser en korrelation på 0,480 mellem kviksølv og DDE i modermælk./

Tabel 3.5 sammenfatter de undersøgte afhængighedsforhold og giver korrelationskoefficienterne mellem undersøgte forureningskomponenter.

Tabel 3.5. Korrelation mellem udvalgte kombinationer af stoffer og matricer (kviksølv og selen i blod og modermælk). Danske kvinder, 1993-94.

De positive korrelationskoefficienter i tabellen er alle under 0,5, svarende til, at der kun er en svag positiv lineær sammenhæng mellem de undersøgte komponenter.

Sammenfattende kan det konstateres, at der ved undersøgelserne for selen og kviksølv i de udtagne modermælks- og blodprøver nu er fastlagt "normalniveauer" for danske førstegangsfødende kvinder i aldersgruppen 25-29 år. De fundne niveauer er i overensstemmelse med tidligere rapporterede indhold fra andre undersøgelser.

Undersøgelsen peger på, at der ikke er forskelle i indholdsniveauerne mellem mødre, som føder i forskellige geografiske egne af landet.

Der er ikke påvist sammenhænge mellem indholdet af kviksølv og selen i henholdsvis modermælk og blod, hverken hver for sig eller i relation til hinanden. Der er heller ikke fundet nogen relation til chlororganiske forureningskomponenter.

3.6 Sammenhæng mellem eksponering for organiske miljøforureninger, kviksølv og selen og bopæl eller kost

I forbindelse med indsamlingen af prøverne har mødrene udfyldt spørgeskemaer med oplysninger om bl.a. kostens sammensætning. De analytiske data er blevet sammenholdt med svarene på spørgeskemaerne for at se, om der skulle være en korrelation mellem indhold af de undersøgte komponenter og fx kostens sammensætning.

I figurerne 3.13 og 3.14 er der vist nogle eksempler på spredningen af de fundne indhold af p,p´-DDE og PCB 153 som en funktion dels af bopæl (dvs. det hospital, hvor prøverne blev indleveret), dels af fiske- og oksekødindtag.

Figur 3.13. Alle analyser for p,p'-DDE og PCB 153 (n=36) fordelt efter det hospital, hvor prøverne blev indleveret. Modermælk fra danske kvinder 1993-94.

/Figuren viser, at der ikke er nogen sammenhæng mellem bopæl og og hhv. p,p'-DDE og PCB 153. /

Figur 3.14. Alle analyser for p,p'-DDE og PCB 153 (n=36) opdelt efter mødrenes kostindtag af fisk og oksekød. Tallene fra 2 til 5 angiver stigende indtag, jævnfør spørgeskema I, punkt 10A og 16, vist i bilag F. Modermælk fra danske kvinder 1993-94.

/Figuren viser, at der ikke er nogen sammenhæng mellem kost og hhv. p,p'-DDE og PCB 153./

I afsnit 3.5 er det i Tabel 3.4 og Figur 3.10 tidligere vist, at der ikke er fundet geografiske forskelle i indhold af kviksølv og selen i modermælk og blod. I Figur 3.15 er de fundne indhold af kviksølv og selen fordelt efter indtag af fisk og oksekød. Kun resultater for modermælk er vist, men fordelingen af blodanalyserne ser ud på samme måde.

Figur 3.15. Alle analyser for kviksølv (Hg) og selen (Se) (n=48) opdelt efter mødrenes kostindtag af fisk og oksekød. Tallene fra 2 til 5 angiver stigende indtag, jævnfør spørgeskema I, punkt 10A og 16, vist i bilag F. Modermælk fra danske kvinder 1993-94.

/Figuren viser, at der ikke er nogen sammenhæng mellem kost og hhv. kviksølv og selen./

For ingen af de undersøgte organiske miljøforureninger, kviksølv eller selen er der konstateret sammenhæng mellem kost, bopæl eller andre faktorer. Det behøver ikke at betyde, at en sådan sammenhæng ikke eksisterer, men at det er vanskeligt at få tilstrækkeligt præcise svar fra en spørgeskemaundersøgelse, samt at der er mange, også ukendte, faktorer, der har betydning.

4. Toksikologisk vurdering

Ved vurderingerne af chlorholdige pesticider og PCB i dansk modermælk i 1983 og senere i 1987, hvor også dioxinindholdet blev undersøgt, var konklusionen, at amning fortsat burde fremmes på trods af indholdet af disse uønskede forureninger. Samtidigt blev der udtrykt et stort behov for, at der både nationalt og internationalt fortsat blev arbejdet på at nedbringe menneskers udsættelse for disse stoffer gennem kontrol af forureningen og indskrænkninger i anvendelserne (1,2). Siden er der internationalt foretaget adskillige vurderinger, især af dioxinerne og PCB. Således er der foretaget en nordisk risikovurdering af PCB i 1992 (13), ligesom WHO har vurderet dioxiner og PCB i 1988 (14), 1991 (15), 1995 (16) og 1998 (17). I de senere vurderinger har spørgsmålet om, hvorvidt udsættelse for disse stoffer under graviditeten udgør en risiko for fostret, især med hensyn til udvikling af centralnervesystemet, fået større opmærksomhed, og den direkte eksponering af spædbørn via modermælken er blevet tillagt mindre betydning.

Den videnskabelige gennemgang vedrørende disse stoffer er meget omfattende. Den efterfølgende gennemgang er baseret på denne litteratur, men af pladshensyn medtages primært oplysninger, som skønnes at have direkte relevans for vurdering af modermælk, og der refereres primært til litteraturoversigter og monografier.

Den toksikologiske baggrund for vurderingerne af de chlorholdige pesticider, PCB, dioxiner og kviksølv i modermælk er gennemgået i bilag B.

Ved vurderinger af kemiske stoffer anvendes ofte begrebet ADI/TDI (Acceptabel/Tolerabel Daglig Indtagelse for mennesker), som angiver den daglige mængde, som mennesker kan indtage hele livet igennem uden erkendbar risiko for sundhedsskader. ADI anvendes for stoffer, som tillades anvendt ved produktionen af fødevarer, fx tilsætningsstoffer og pesticider, mens TDI anvendes for stoffer, der forekommer som utilsigtet forurening.

Ud fra de foreliggende toksikologiske, epidemiologiske og andre undersøgelser fastlægges NOAEL ("no observed adverse effect level"), som er den daglige dosis i mg/kg legemsvægt, der ikke har vist skadelige virkninger i den mest følsomme, relevante undersøgelse. Der anvendes som regel resultater fra dyreforsøg, da det er sjældent, at der foreligger relevante og tilstrækkeligt følsomme undersøgelser i mennesker. Ved fastsættelsen af ADI/TDI reduceres denne dosis med en usikkerhedsfaktor, der skal tage højde for ekstrapolation af resultater fra dyr til menneske, de variationer, der findes i følsomhed og levevis blandt mennesker samt den usikkerhed, der ligger i vurderingen af selve undersøgelsen. Det skal understreges, at ADI/TDI ikke er en faregrænse. Overskridelser af ADI gennem korterevarende tidsperioder udgør ikke en risiko, blot den gennemsnitlige indtagelse over lang tid ikke overstiger ADI. Hvis undersøgelserne peger på, at gravide (fostret) eller børn kan være mest følsomme, er det disse undersøgelser, der lægges til grund for ADI/TDI-fastsættelsen.

4.1 Chlorholdige pesticider

Gruppen af chlorholdige pesticider, som er målt i de danske prøver af modermælk, omfatter hexachlorbenzen (HCB), hexachlorcyclohexan (HCH), heptachlorepoxid, dieldrin og DDE. Fælles for alle disse stoffer er, at leveren er det mest følsomme organ i forsøgsdyr. Med højere doser er der påvist udvikling af leverkræft i mus og rotter. Ingen af stofferne beskadiger arveanlæggene, og der er bred enighed om, at der findes en tærskelværdi for disse stoffers kræftfremkaldende effekter. Nogle af de chlorholdige pesticider har i reagensglasforsøg vist evne til at påvirke hormonsystemer, men generelt har der været tale om meget svage effekter, som ikke overbevisende har kunnet eftervises i forsøgsdyr, med mindre der har været anvendt meget høje doser. En karakteristisk effekt er stoffernes påvirkning af visse enzymsystemer i leveren. Dette menes at have betydning for nogle af de effekter, der kan ses på forskellige hormonsystemer efter relativt høje doser til forsøgsdyr.

WHO har i 1998 foreslået en tolerabel daglig indtagelse (TDI) for hexachlorbenzens (HCB) ikke-kræftfremkaldende effekter på 0,00017 mg/kg legemsvægt, mens 0,00016 mg/kg legemsvægt/dag blev foreslået som vejledende værdi med hensyn til HCB's kræftfremmende effekt, baseret på resultater fra dyreforsøg og anvendelse af en usikkerhedsfaktor på 5000 (18).

Hexachlorcyclohexan (HCH) findes som en række isomere forbindelser. ß-HCH er langt den mest persistente isomer og derfor den form af HCH, der overvejende findes i modermælk, men hvad angår toksikologiske undersøgelser er lindan (g-HCH) langt den bedst undersøgte isomer. Lindan er senest vurderet af WHO i 1997, hvor en midlertidig ADI på 0,001 mg/kg legemsvægt blev fastsat med baggrund i et NOAEL på 0,5 mg/kg/dag for effekter på leveren. Den anvendte usikkerhedsfaktor var 500 (19). For ß-HCH er et Minimal Risk Level på 0,0006 mg/kg legemsvægt blevet foreslået (20).

Heptachlorepoxid blev vurderet af WHO i 1991, hvor der blev fastsat en ADI på 0,0001 mg/kg/dag for summen af heptachlor og heptachlorepoxid. Effekten, der blev set i dyreforsøg, var en øget relativ levervægt hos både hanner og hunner (21).

For dieldrin er der fastsat en TDI på 0,00005 mg/kg legemsvægt baseret på et NOAEL på 0,005 mg/kg legemsvægt/dag for induktion af leverenzymer i et 2-års fodringsforsøg i rotter (22).

Den amerikanske miljøstyrelse har fastsat en RfD (svarende til tolerabel daglig indtagelse) for DDT's ikke-kræftfremkaldende effekter på 0,0005 mg/kg legemsvægt/dag baseret på et nul-effekt-niveau på 0,05 mg/kg legemsvægt/dag i et 27-ugers fodringsforsøg med rotter. Ved fodring med 0,25 mg/kg legemsvægt/dag blev der observeret påvirkning af leveren, om end i begrænset omfang. Påvirkningen tydede på begyndende enzyminduktion. Der blev anvendt en usikkerhedsfaktor på 100 (23). JMPR fastsatte i 1984 en ADI på 0,02 mg/kg legemsvægt for alle kombinationer af DDT, DDD og DDE (24).

DDT indgivet i relativt høje doser har en række virkninger på reproduktionsevnen i forsøgsdyr, herunder nedsat fertilitet i både han- og hundyr. Effekten har oftest været tilskrevet den østrogene effekt af o,p-DDT, men nyere undersøgelser tyder på, at den mest signifikante virkemåde er en anti-androgen effekt af omdannelsesproduktet p,p'-DDE. Doser af størrelsesordenen 100-200 mg/kg legemsvægt givet i drægtighedsperioden medførte demaskulinisering og nedsat sædkvalitet i det hanlige afkom (25). Med baggrund i nyere undersøgelser og vurderinger anses en TDI for summen af DDT, DDE og DDD på 0,0005 mg/kg legemsvægt at være mest relevant (23).

4.1.1 Vurdering af chlorholdige pesticider i modermælk

De gennemsnitlige niveauer af chlorpesticiderne (samt PCB og dioxin) i nærværende danske prøver af modermælk er i Tabel 4.1 omregnet til gennemsnitlige daglige indtagelser hos det diende spædbarn. Der er også medtaget den estimerede gennemsnitlige daglige indtagelse af disse stoffer hos moderen og det bedste bud på TDI-værdier for disse stoffer.

TDI-konceptet kan ikke anvendes direkte til vurdering af indtagelsen med modermælk. TDI er ganske vist baseret på forebyggelse af skadelige effekter, specielt på spædbørn, men relaterer sig til den daglige indtagelse gennem hele livet, og overskridelser gennem kortere tidsperioder har ingen sundhedsmæssig betydning, forudsat at den gennemsnitlige daglige indtagelse over lang tid ikke overskrides. For persistente stoffer, som opkoncentreres i organismen, har mange undersøgelser vist, at det ikke er den daglige indtagelse, der har betydning for toksiciteten, men i stedet den samlede koncentration, der efter en lang tid opnås i kroppens målorganer. For denne type stoffer er den totale kropsbelastning (body burden) i praksis det mest velegnede mål til at udtrykke "dosis" med. I vurderingen bør man også tage i betragtning, at spædbarnet i dieperioden øger sine fedtdepoter, og de optagne fedtopløselige stoffer fordeles derfor i en fedtfase, der øges i løbet af denne periode.

I modsætning til dioxinerne (se senere) er der ikke noget systematisk kendskab til, hvilke kropsbelastninger forsøgsdyrene havde i de undersøgelser, som ligger til grund for fastsættelsen af TDI for de chlorholdige pesticider og total-PCB. Det er derfor ikke muligt direkte at relatere TDI-værdierne til koncentrationerne i modermælken. TDI-værdierne kan dog anvendes til at danne sig relative skøn over de sikkerhedsmarginer, der måtte foreligge. Med analogi til vurderingen af dioxinerne skønnes det, at indtagelse af mindst 10 gange TDI med modermælken ikke vil have sundhedsmæssige konsekvenser for det diende spædbarn.

Tabel 4.1. Barnets indtagelse af forureninger med modermælk, sammenholdt med moderens indtagelse, samt ADI/TDI (acceptabel/tolerabel daglig indtagelse).

* pg/g fedt ** pg/kg/dag

¹ Nærværende undersøgelse. De højeste fundne koncentrationer var for chlorholdige pesticider ca. 2 gange, for DDE ca. 3 gange og for TEQ ca. 1,5 gange større end gennemsnitsværdierne.
² Det er antaget, at indtagelsen af fedt er 5 g/kg legemsvægt/dag.
³ Baseret på reference (26), for dioxin + PCB dog reference (17).
⁴ Fastsat for moderens daglige indtagelse over lang tid. De angivne TDI-værdier er forfatterens bedste skøn, baseret på følgende referencer: 17,20-23,27.

Med hensyn til eventuel påvirkning af fostrets udvikling kan TDI anvendes ved vurderingen af moderens indtagelse af de chlorholdige pesticider. Med baggrund i resultaterne fra det danske overvågningssystem (26), hvor disse stoffer måles i de relevante levnedsmidler, og ud fra kendskabet til danskernes kostvaner, er der også i Tabel 4.1 medtaget den estimerede gennemsnitlige daglige indtagelse af disse stoffer hos moderen. Disse er væsentligt lavere end TDI.

Det vurderes samlet, at indholdet af de målte chlorholdige pesticider i dansk modermælk ikke udgør nogen væsentlig sundhedsrisiko for det diende spædbarn, og at moderens kropsbelastning med disse stoffer ikke udgør en risiko for fostrets udvikling.

4.2 Dioxiner og PCB: Polychlorerede dibenzo-p-dioxiner (PCDD), polychlorerede dibenzofuraner (PCDF) og polychlorerede biphenyler (PCB)

Disse stoffer vurderes sammen, da en del PCB-congenere har samme toksikologiske virkningsmåde som dioxinerne, da de altid optræder sammen i modermælk, og da de foreliggende undersøgelser i mennesker ikke klart kan adskille, i hvilket omfang effekter skyldes dioxin eller PCB.

Undersøgelser i mennesker, hvor udsættelse for dioxiner og PCB er sket i arbejdsmiljøet eller som følge af ulykkestilfælde, har primært vist effekter på hud (chloracne), lever og nervesystem. Hertil kommer mulige effekter på immunsystemet og udviklings- og adfærdsmæssige forstyrrelser hos børn født af højt eksponerede mødre.

4.2.1 Dioxiner: PCDD og PCDF

Ved dioxiner forstås her både dioxiner og furaner, dvs. både PCDD (polychlorerede dibenzo-p-dioxiner) og PCDF (polychlorerede dibenzofuraner).

I forsøgsdyr er de mest kritiske toksikologiske effekter af lave doser dioxin effekter på immun- og reproduktionssystemerne, især påvirkning af udviklingen af reproduktionsorganerne, immunsystemet og centralnervesystemet. Den mest toksiske dioxin-congener er 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD). De andre dioxiner, som opkoncentreres i menneskers fedtvæv, har samme biokemiske og toksikologiske virkningsmåde som TCDD, men er mindre potente. Ved vurdering af den samlede toksicitet af dioxiner i blanding anvendes de såkaldte "toksicitets-ækvivalent-faktorer" (TEF) som udtryk for de andre dioxiners toksicitet i forhold til TCDD (se bilag B, Tabel 1). Ved denne vurdering er anvendt TEF-værdierne foreslået i 1988 for dioxinerne (9) og i 1994 for de dioxinlignende PCB (10). Ved at anvende TEF på blandinger af dioxiner beregnes blandingens samlede TCDD-toksicitetsækvivalens (TEQ). Anvendelsen forudsætter, at den samlede virkning er additiv, hvilket de fleste undersøgelser bekræfter.

4.2.2 Polychlorerede biphenyler (PCB)

Den sundhedsmæssige vurdering af PCB kompliceres ved, at der er tale om blandinger af stoffer (congenere) med forskellige toksikologiske egenskaber, og at de fleste toksikologiske undersøgelser er foretaget med de kommercielle handelsprodukter, som ikke er repræsentative for de blandinger, som mennesker indtager, og som forekommer i modermælk. PCB-blandingerne indeholder congenere, der har dioxinlignende virkninger, de såkaldte non-ortho og mono-ortho substituerede "coplanare" PCB (bilag B, Tabel 1). Blandt de resterende PCB, som ikke har dioxinvirkning, er virkningsmekanismerne langt mindre kendte, men nogle menes at kunne påvirke centralnervesystemets udvikling.

De mest kritiske effekter af PCB menes at være påvirkninger af centralnervesystemets udvikling i fostertilstanden med adfærdsforstyrrelser og nedsat indlæringsevne til følge.

Med hensyn til påvirkning af ungernes adfærd og indlæringsevne tyder dyreforsøg på, at PCB og dioxiner påvirker nervesystemets udvikling på forskellig måde. Ikke-dioxinlignende PCB og de kommercielle PCB-blandinger tenderer til først at medføre hyperaktivitet, som senere vendes til hypoaktivitet og nedsat indlæringsevne hos ungerne, mens dioxiner og dioxinlignende PCB kan give hyperaktivitet, som relativt hurtigt forsvinder, og i nogle typer undersøgelser er der set tendens til forbedret indlæringsevne. Der er imidlertid ikke noget helt klart mønster, da doseringstidspunkter og observationsperioder har varieret i de forskellige undersøgelser. Overordnet peger de dyreeksperimentelle undersøgelser på, at der kan være tale om modsat rettede effekter på ungernes udvikling.

4.2.3 Undersøgelser i mennesker efter eksponering for PCB og/eller dioxiner i fostertilstanden og med modermælk

Hos nyfødte børn af kvinder, som regelmæssigt gennem en række år havde spist stærkt forurenede fisk fra Michigan-søen, blev rapporteret om en sammenhæng mellem højt fiskeindtag hos moderen og lavere fødselsvægt, svagere reflekser, nedsat respons på stimuli, ukoordinerede bevægelser, større humørsvingninger og større frygtsomhed. I 7-måneders alderen rapporteredes en sammenhæng mellem både højt fiskekonsum hos moderen, højt PCB-indhold i navlestrengsblod og dårligere visuel genkendelsesevne hos barnet.

Efter 4 år havde de 11% af børnene, hvis mødre havde PCB-koncentrationer højere end 1,25 mg/kg fedt i navlestrengsblod eller modermælk, dårligere resultater i verbale test og visuelle hukommelsestest. Senest er det rapporteret, at disse effekter stadig kan konstateres i 11-års alderen hos de højest eksponerede børn. Undersøgelserne konkluderer, at effekterne primært skyldes in utero påvirkningen frem for påvirkningen via modermælken (13,28,29). Ud fra oplysningerne om kvindernes indtagelse af fisk og fiskenes indhold af PCB er den gennemsnitlige daglige indtagelse over en periode på 16 år blevet estimeret til 117µg/person.

På graviditetstidspunktet estimeredes den gennemsnitlige daglige indtagelse til 54 µg/person (lavere end gennemsnittet over perioden på grund af markant faldende forurening af Michigan-søen) (27).

Disse undersøgelser er dog blevet kritiseret på grund af en række metodologiske og epidemiologiske mangler, ligesom der er udtrykt usikkerhed om nøjagtigheden af PCB-analyserne. Det er således stadig ikke afklaret, om den effekt, der er rapporteret, rent faktisk skyldes fiskekonsum, PCB-belastning, andre forureninger, eller helt andre forhold, såsom sociale/økonomiske forhold.

I en større undersøgelse fra North Carolina sås ingen sammenhæng mellem PCB-påvirkning in utero og lavere fødselsvægt. Derimod fandtes en sammenhæng mellem høj in utero eksponering for PCB og svagere muskeltonus og aktivitet hos de nyfødte. Ved opfølgning efter 6, 12, 18 og 24 måneder sås lavere psykomotorisk score efter høj in utero ekponering for PCB, mens den mentale udvikling ikke var påvirket. Ved testning i 3-5 års alderen sås der ingen sammenhænge til PCB-påvirkning in utero eller PCB-indhold i modermælk. Et NOAEL er angivet til 3,4 mg PCB/kg fedt i modermælken (27).

I en undersøgelse fra Holland sås en svag sammenhæng mellem in utero eksponering for "dioxin" (udtrykt som TCDD-toksicitetsækvivalenter af dioxiner og dioxinlignende PCB: TEQ) og lavere fødselsvægt. I nyfødte sås ingen sammenhæng mellem mødrenes serum-PCB niveau og neurologisk udvikling, mens høj TEQ i modermælk gav anledning til lavere end optimal neurologisk score og øget forekomst af hypotoni. Der sås en koncentrationsafhængig positiv sammenhæng mellem TEQ i modermælk og spædbørnenes plasma- thyroideastimulerende hormon (TSH) (ved 0,5 og 3 måneder), ligesom de børn, der var eksponeret for dioxin-TEQ niveauer over gennemsnittet på 30,2 pg/g fedt, havde lavere niveau af skjoldbruskkirtelhormonet T₄ end dem, der var eksponeret for niveauer lavere end gennemsnittet. Der sås ingen sammenhæng mellem TEQ og visuel genkendelsesevne ved 3 måneders alderen. Ved 7 måneders alderen havde de børn, som diede, bedre score end dem, der fik modermælkserstatning. Ved opfølgningen efter 3 måneder sås lavere psykomotorisk score efter høj in utero eksponering for TEQ, mens den mentale udvikling ikke var påvirket. Efter 7 og 18 måneder sås ingen effekter på den mentale og psykomotoriske udvikling, mens høj TEQ viste sammenhæng med lavere end optimal neurologisk score og øget forekomst af hypotoni. Alle parametre angives at være inden for normalområdet og uden klinisk signifikans (27,30-34).

I en anden, mindre, hollandsk undersøgelse blev 38 nyfødte inddelt i en højt (højere end gennemsnittet) og lavt (lavere end gennemsnittet) in utero dioxin-TEQ eksponeret gruppe på basis af mødrenes TEQ-indhold i modermælken (gennemsnit: 28,1 pg dioxin-TEQ/g fedt). Statistisk signifikant højere serum-TSH og lavere T₄ blev målt i gruppen med høj eksponering 11 uger efter fødslen. Ved undersøgelser efter ½ år blev der ikke konstateret forskelle i de to gruppers neurologiske udvikling. Efter 2-2½ år sås der ingen forskelle i den psykomotoriske udvikling af børnene og i en række andre parametre, herunder TSH og T₄ i serum. Gruppen med høj in utero TEQ eksponering var neuromotorisk bedre udviklet end gruppen med lav TEQ eksponering (35,36).

I en undersøgelse fra Færøerne, hvor Grandjean et al. (37) undersøgte indflydelsen af eksponering for methylkviksølv i fostertilstanden på børnenes udvikling, blev der hos godt 400 børn også undersøgt for indflydelse af PCB. Det angives, at der ikke sås sammenhæng mellem PCB i navlesnor og børnenes udvikling. Baseret på tidligere foretagne analyser af dioxiner og PCB i modermælk fra færøske kvinder anslås gennemsnittet af TEQ generelt at have været højere end 40 pg/g fedt (38).

4.2.4 Risikovurderinger af dioxiner og PCB

Vurdering af udsættelse for dioxiner

WHO fastsatte i 1990 en tolerabel daglig indtagelse (TDI) for 2,3,7,8-TCDD på 10 picogram per kg legemsvægt (15). I maj 1998 foretog WHO en revurdering af TDI for dioxinerne og de dioxinlignende PCB og fastsatte da en tolerabel daglig indtagelse på 1 - 4 picogram TEQ per kg legemsvægt, hvor 4 pg/kg/dag skal opfattes som tolerabelt på en midlertidig basis, mens der arbejdes på at nedbringe indtagelsen til under 1 pg/kg/dag (17). De mest følsomme, kritiske effekter i forsøgsdyr fandtes dels at være påvirkning af udviklingen af centralnervesystemet, immunsystemet og kønsorganerne hos forsøgsdyr, hvis mødre havde været doseret med TCDD, dels udvikling af endometriose i hunaber doseret med TCDD gennem 4 år. Mange undersøgelser har vist, at det ikke er den daglige indtagelse af dioxiner, der har betydning for toksiciteten, men i stedet den koncentration, der efter en vis tid opnås i kroppens målorganer (dette gælder generelt for de fleste stoffer, som opkoncentreres i kroppen). For dioxinerne er det vist, at den totale kropsbelastning (body burden) er det mest velegnede mål til at udtrykke "dosis" med. Kropsbelastningen i de forsøgsdyr, hvor ovennævnte følsomme effekter blev set, er målt til mellem 28 og 73 ng TCDD/kg. Det er relativt simpelt at beregne den daglige indtagelse af TCDD, der skal til for at opnå en tilsvarende kropsbelastning (i ligevægt - steady-state) i mennesker, nemlig fra 14 pg/kg legemsvægt/dag til 37 pg/kg legemsvægt/dag i mere end 30 år (halveringstiden for TCDD er mere end 7 år, og der kræves 4-5 halveringtider for at opnå steady-state). Ud fra disse overvejelser fastsatte WHO TDI som et interval på 1 - 4 pg TEQ/kg legemsvægt/dag under anvendelse af en usikkerhedsfaktor på 10. WHO gør opmærksom på, at TDI ikke må opfattes som en faregrænse, og at overskridelse af TDI gennem kortere perioder (måneder til år) ikke har sundhedsmæssige konsekvenser, når blot den gennemsnitlige indtagelse over lang tid ikke overskrider TDI. Begrebet tolerabel daglig eller ugentlig indtagelse relaterer sig til livslang indtagelse og kan således ikke direkte anvendes ved risikovurderingen, når det gælder spædbørns indtagelse af dioxiner med modermælk.

WHO noterede sig, at den nuværende baggrundsindtagelse (2-6 pg TEQ/kg legemsvægt/dag) og kropsbelastning (4-12 ng TEQ/kg legemsvægt) af dioxiner og dioxinlignende PCB ikke ligger særligt langt under de niveauer, hvor der kan forventes at optræde effekter.

Vurdering af udsættelse for PCB

I 1992 blev der foretaget en nordisk risikovurdering af PCB-eksponering (13). Risikovurderingen blev forsøgt ad to veje:

Vurdering af udsættelse for dioxinlignende PCB. Med baggrund i den antagelse, at disse PCB virker på samme måde som dioxinerne, er det muligt at opstille tentative TEF for disse. Den sundhedsmæssige vurdering kan på denne måde relateres til 2,3,7,8-TCDD. I nærværende vurdering anvendes TEF foreslået af WHO i 1994 (10) (se bilag B, Tabel 1).

Vurdering af udsættelse for blandinger af PCB. Hvad angår vurderingen af den kræftfremmende virkning, der er iagttaget i dyreforsøg med PCB, er det ikke muligt at fastsætte et nul-effekt-niveau på grund af manglende dosis-respons data.

Hyper- og hypoaktivitet og nedsat kognitiv indlæringsevne er iagttaget hos abeunger, som har været eksponeret for PCB in utero og gennem modermælken. Den laveste dosis (Aroclor 1248), som har været undersøgt, og som medførte hyperaktivitet, er beregnet at svare til 6 µg/kg legemsvægt/dag. Disse undersøgelser har været kritiseret fra mange sider. De er således alle foretaget i det samme laboratorium, men understøttes dog af resultater fra undersøgelser i mus og rotter, om end med højere doser. Lignende adfærdsmæssige forstyrrelser er rapporteret i børn, hvis mødre blev eksponeret for PCB gennem indtagelse af kontamineret fisk. Effekterne, der sås i børnene, var små, og undersøgelserne muliggør ikke nogen endelig konklusion om, hvorvidt de skyldes PCB eller andre, måske oversete faktorer. På trods heraf har undersøgelserne i flere tilfælde dannet baggrund for risikovurderinger af PCB.

Med baggrund i effekten på visuel genkendelseshukommelse i 7 måneders alderen set i Michigan-undersøgelsen er estimeret et NOAEL på 3 µg PCB/L navlestrengsblod, svarende til omkring 1 mg PCB/kg fedt. Omregnet til daglig indtagelse af PCB er der blevet foreslået et NOAEL for adfærdsmæssige effekter på 0,33 µg/kg legemsvægt/dag (27).

Undersøgelserne har således givet noget varierende resultater, hvilket kan skyldes flere forhold. Undersøgelsernes design har været forskellige, og effektmålene har været forskellige. Desuden vil PCB-koncentrationen være udtryk for forskellige blandinger af svært nedbrydelige forbindelser.

4.2.5 Risikovurdering af dioxiner og PCB i modermælk

De gennemsnitlige niveauer af dioxiner og PCB i de danske prøver af modermælk er i Tabel 4.1 omregnet til gennemsnitlige daglige indtagelser hos det diende spædbarn.

Den danske vurdering af dioxiner i modermælk fra 1987 (2) tog udgangspunkt i en dengang netop gennemført risikovurdering ved en nordisk gruppe (39). På trods af den uønskede tilstedeværelse af disse stoffer i modermælk blev det konkluderet, at det ikke var berettiget at begrænse amning eller at eliminere specifikke fødevarer fra kosten. Blandt andet henviste den nordiske gruppe til WHO (14), der ud fra en række antagelser beregnede, at det ammede barns kraftige forøgelse i vægt og vævsfedt ville bevirke, at dioxin-koncentrationen i fedtvæv og målorganer ikke ville stige væsentligt som følge af indholdet i modermælken.

Også WHO-vurderingerne fra 1988 (14), 1991 (15), 1995 (16) og 1998 (17) udtaler sig om modermælk. Det anføres, at begrebet tolerabel daglig indtagelse (TDI) ikke kan anvendes til vurdering af indtagelsen med modermælk. TDI-værdien relaterer sig til livslang indtagelse. I de fleste lande er den daglige indtagelse af TEQ estimeret til ca. 100 pg TEQ/kg legemsvægt i spædbørn gennem 0-6 måneder. Dette fører ikke til væsentligt forhøjede koncentrationer i målorganer eller fedtvæv, og niveauerne i de brysternærede børn er lavere end i deres mødre i hele ammeperioden. Det er blevet estimeret, at indtagelsen af PCDD og PCDF gennem en 6-måneders ammeperiode udgør 5% af den totale indtagelse livet igennem.

Ved vurderingerne i 1995 (16) og 1998 (17) konstaterede WHO, at niveauerne af dioxiner og PCB i løbet af de sidste 10 år var kontinuert faldende, i nogle lande op til 50%. Det blev konkluderet, at den nuværende viden ikke giver anledning til at ændre WHO's tidligere anbefalinger (fra 1988 og 1991) om at fremme og støtte amning, men at de nye kliniske data, som understøtter den biologiske sandsynlighed af visse observationer i eksperimentelle undersøgelser, berettiger en fortsat og øget indsats for at identificere og kontrollere kilderne til forureningen med disse stoffer. De nye eksperimentelle undersøgelser havde afsløret, at en række strukturelle, funktionelle og adfærdsmæssige ændringer kan induceres i forsøgsdyr efter eksponering for disse stoffer i fostertilstanden, og hollandske undersøgelser havde illustreret subtile kliniske, endokrine og mentale/psyko-motoriske effekter på børns udvikling som følge af eksponering i fostertilstanden.

WHO noterede sig i 1995 (16), at det ved tolkningen af de eksperimentelle undersøgelser generelt var et stort problem, at der sjældent forelå oplysninger om stoffernes koncentrationer i dyrene (toksikokinetiske undersøgelser), og at der i undersøgelserne sjældent var opnået ligevægte mellem indtagelse, fordeling og udskillelse (steady-state). Dette gør dem mindre egnede som grundlag for kvantitative ekstrapoleringer. Ved WHO's nye vurdering i 1998 er der søgt at tage højde herfor, idet vurderingen baseres på kendskab til kropsbelastningen i de mest følsomme dyreforsøg.

Med hensyn til undersøgelserne i mennesker noterede WHO sig, at der kunne være en sammenhæng mellem eksponering i fostertilstanden (in utero) og funktionelle udviklingsmæssige effekter, inkluderende lav fødselsvægt, ændringer i thyroideahormon-niveauer, nedsatte psykomotoriske og kognitive funktioner og ændringer i immunsystemet. Forandringerne beskrives imidlertid som subtile og værende inden for den normale baggrundsvariation. Yderst begrænset, om overhovedet nogen, risiko havde sammenhæng til indtagelse af modermælk. Rent faktisk blev der observeret en gunstig indflydelse af amning på de neurologiske parametre. Modermælkens og selve amningens positive effekter mere end opvejede således de eventuelle negative effekter af forureningerne.

Hvad angår indholdet af dioxiner og PCB i de danske modermælksprøver, fremgår det af bilag B, Tabel 2, at niveauerne i Danmark generelt er lavere end niveauerne fundet i forbindelse med de hollandske undersøgelser og lavere end niveauerne i undersøgelser fra Færøerne.

Det vurderes samlet, at der på trods af indholdet af disse uønskede forureninger i modermælk ikke er anledning til at ændre de hidtidige anbefalinger om at fremme og støtte amning.

Med hensyn til en eventuel påvirkning af fostrets udvikling som følge af moderens kropsbelastning med disse stoffer må det konstateres, at den store sikkerhedsmargin, der normalt tilstræbes for menneskers udsættelse for kemiske stoffer, ikke er til stede i dette tilfælde. Ud fra gennemsnitsbetragtninger vurderes det, at kropsbelastningen hos langt hovedparten af danske kvinder ikke vil have målbare sundhedsmæssige konsekvenser for fostrets udvikling. Det kan imidlertid ikke afvises, at der kan være kvinder, der som følge af et langvarigt, ensidigt kostmønster med høj indtagelse af kød, mejeriprodukter og/eller fede fisk kan have oparbejdet en så høj kropsbelastning, at den nærmer sig et niveau, hvor subtile effekter kan optræde.

4.3 Kviksølv

4.3.1 Toksikologisk baggrund

Centralnervesystemet er det kritiske målorgan efter langtidseksponering for kviksølv. Effekten på voksne adskiller sig både kvalitativt og kvantitativt fra de effekter, der ses hos børn eksponeret før fødslen og muligvis tidligt efter fødslen, og epidemiologiske og kliniske undersøgelser viser, at fosteret er langt mere følsomt end det voksne individ.

Effekter på indlæring og adfærd ses i forsøgsdyr med langt lavere eksponeringsniveauer af methylkviksølv end af andre kviksølvforbindelser. Ekstrapolation af data fra en forgiftningsulykke i Irak indikerer, at forekomsten af forsinket motorisk udvikling hos barnet var højere end baggrundsfrekvensen ved koncentrationer på 10-20 µg/g i moderens hår (40). Et gennemsnit for forskellige modelberegninger foretaget af den amerikanske miljøstyrelse (US EPA) vedrørende forgiftningsulykken er fundet til 11 µg/g i moderens hår (41).

WHO har fastsat en provisorisk tolerabel ugentlig indtagelse (PTWI) for total- kviksølv på 300 µg per person (5 µg/kg legemsvægt) for voksne (42) og en PTWI for methylkviksølv på 200 µg per person (3,3 µg/kg legemsvægt) (43). I denne PTWI er der inkluderet en usikkerhedsfaktor på 6-10 for voksne. På grund af mulige effekter på børn (i fosterstadiet og lige efter fødsel) gjorde WHO i 1990 opmærksom på, at der ikke er nogen sikkerhed indbygget for gravide (dvs. for fostret) og for kvinder, som ammer deres børn (dvs. for det diende barn). WHO nævner, at koncentrationer på 10-20 µg/g i moderens hår under graviditeten medfører risiko for, at neurologiske symptomer og forsinket udvikling kan forekomme hos 5% af børnene, og anfører, at det ikke kan udelukkes, at effekter på adfærd og indlæringsevne, som kun kan måles i psykologiske og adfærdsmæssige test, kan forekomme hos børn født af mødre med lavere koncentrationer af methylkviksølv i håret.

Den amerikanske miljøstyrelse har for nylig foreslået en RfD for methylkviksølv på 0,1 µg/kg legemsvægt/dag, svarende til 1,1 µg/g hår, med det formål også at beskytte den gravide og hendes foster (41).

En igangværende undersøgelse på Seychellerne har indtil nu ikke fundet klar sammenhæng mellem fostrets eksponering for methylkviksølv via moderens fiskekonsum (målt som indhold af methylkviksølv i håret) og barnet udvikling (44-46). I undersøgelsen er børnene indtil nu blevet undersøgt efter 6, 19, 29 og 66 måneder. Kviksølvindholdet i mødrenes hår under graviditeten var i gennemsnit 5,9 µg/g (0,5 - 26,7 µg/g). Derimod har en undersøgelse af færøske børn i 7-års alderen for sammenhæng mellem methylkviksølvs indhold i navlestrengsblod og mødrenes hår ved fødslen og børnenes adfærds- og indlæringsmæssige udvikling vist en negativ sammenhæng mellem kviksølvkoncentrationen og adskillige neuropsykologiske parametre, mest udtalt omkring sprog, opmærksomhed og hukommelse (37). Sammenhængen var stadig til stede, selv om de 15% af børnene, hvis mødre havde hårkoncentrationer større end 10 µg/g, blev udeladt. Den statistiske analyse pegede på, at en fordobling af kviksølveksponeringen måske kan medføre en 2 måneders forsinkelse i udviklingen af adskillige af funktionerne. Selv om kviksølv overføres med modermælken til spædbarnet, fandtes længere ammeperiode at være forbundet med en hurtigere motorisk udvikling. Også for methylkviksølv er det således især eksponeringen in utero, der er risikabel.

4.3.2 Vurdering af kviksølv i modermælk

I de danske modermælksprøver blev der i gennemsnit fundet 0,32 ng kviksølv/g mælk bestemt som total-kviksølv. Hvis det antages, at et spædbarn indtager 150 g (ml) modermælk per kg legemsvægt/dag, ville dette svare til en daglig indtagelse på 48 ng kviksølv/kg legemsvægt eller 336 ng kviksølv/kg legemsvægt om ugen.

Ved at sammenligne med PTWI for kviksølv på 5 µg/kg legemsvægt/uge, som dog ikke gælder for spædbørn, forekommer det, at der er tale om en rimelig stor sikkerhedsmargin i forbindelse med amning, også selvom nervesystemet må anses for at være mere følsomt hos spædbørn end hos ældre børn og voksne. WHO har udsat en endelig revision af methylkviksølv til 2001.

Danske konsumfisk indeholder kviksølv i mængder, der kun i sjældne tilfælde overstiger de eksisterende maksimalgrænseværdier på 0,3-1,0 mg kviksølv per kg fisk, afhængigt af fiskeart. De største kviksølvindhold findes i rovfisk som visse hajarter, sværdfisk og tunfisk. Det er velkendt, at kviksølvindholdet i de på Færøerne traditionelt spiste grindehvaler er særligt højt, ca. 2 mg/kg i gennemsnit. I danskernes samlede kost udgør fisk den største enkeltkilde til indtagelse af kviksølv med ca. 25% af den samlede indtagelse. Denne er aktuelt beregnet til gennemsnitligt 35 µg per uge og for 95% af befolkningens vedkommende mindre end 63 µg per uge. Indtagelse af 35 µg methylkviksølv per uge estimeres at ville svare til et indhold i håret på 1,1 µg/g.

Indholdet af kviksølv i blodprøver fra de 40 danske mødre blev generelt målt til 0,5-2 µg/L, med en enkelt høj prøve på 9,18 µg/L. Dette formodes at svare til koncentrationer generelt mellem 0,125 og 0,5 µg kviksølv/g i håret, med en enkelt høj prøve på 2,3 µg/g. Dette er generelt lavere end de koncentrationer, der blev fundet i undersøgelserne på Seychellerne og Færøerne. Det gennemsnitlige indhold i mødrenes hår på Færøerne, hvor der blev rapporteret om sammenhæng mellem kviksølvkoncentrationen og en svagt forsinket udvikling i visse neuropsykologisk færdigheder, blev bestemt til 4,3 µg/g, og 15% af mødrene havde mere end 10 µg/g hår. Hovedparten af de danske analyser svarer også til et niveau, der ligger lavere end EPA's RfD.

Undersøgelserne af kviksølvindholdet i danske mødres modermælk giver ikke anledning til at ændre de hidtidige anbefalinger om at støtte og fremme amning.

Analyserne af kviksølvindholdet i blodet viser, at niveauet hos danske kvinder generelt ligger lavere end på Færøerne, og at der med den nuværende viden ikke er grund til at antage, at kviksølvforureningen udgør en markant og målbar risiko for udviklingen af fostrets nervesystem. Dette udelukker dog ikke, at der hos enkelte personer, fx med erhvervsmæssig udsættelse eller ensidigt konsummønster, kan være tale om en forøget risiko.

4.4 Selen

Selen er et essentielt spormineral for mennesker. Det spiller en vigtig rolle i organismen ved at indgå i proteinstoffer, som opfanger og uskadeliggør reaktive iltforbindelser. Selen angives at nedsætte toksiciteten af en række metaller såsom kviksølv, cadmium, bly, sølv, kobber og arsen (47).

Selenmangel menes at kunne spille en rolle ved udvikling af forskellige degenerative sygdomme. Således menes selenmangel at bidrage til degenerative forandringer i hjertemuskulaturen, som er set i mennesker i et område i Kina, hvor indtagelsen af selen er ekstremt lav. Sygdommen rammer især småbørn og gravide kvinder, der har selenkoncentrationer i blodet, som er lavere end 10 µg/L. Ud fra undersøgelser fra Kina anses menneskers minimale behov for selen at være 15-20 µg/dag. I Danmark anbefales en daglig indtagelse af 50 µg selen for voksne (48).

Meget høje, daglige doser af selen er akut giftige for mennesker. Med hensyn til kroniske effekter er der set tab af hår og negle, misfarvning af huden, udvikling af dårlige tænder og symptomer fra centralnervesystemet efter lang tids daglig indtagelse af doser større end 1,26 mg selen. NOAEL for symptomer på selenforgiftning angives til 0,85 mg selen per dag. Den modsvarende koncentration i blodet er angivet til 1,0 mg/L. Der er ikke fundet sammenhæng mellem eksponering for selen og øget kræftrisiko. Tværtimod synes eksponering for selen inden for visse, lavere dosisområder at have en hæmmende effekt på udviklingen af forskellige kræftformer (48).

De koncentrationer af selen, som i denne undersøgelse er fundet i blod og modermælk, giver ikke anledning til sundhedsmæssige betænkeligheder, hverken for moder eller barn, og som nævnt ovenfor vil selen antagelig kunne nedsætte toksiciteten af kviksølv.

4.5 Samlet vurdering

På trods af indholdet af disse uønskede forureninger i modermælk er der ikke anledning til at ændre de hidtidige anbefalinger om at fremme og støtte amning. Som dokumenteret ved flere undersøgelser er amning forbundet med betydelige fordele for spædbarnets udvikling, som langt overstiger eventuelle skadelige virkninger.

Med hensyn til en eventuel påvirkning af fostrets udvikling som følge af moderens kropsbelastning med disse stoffer må det konstateres, at den sikkerhedsmargin, der normalt tilstræbes for menneskers udsættelse for kemiske stoffer, ikke er til stede for belastningen med PCB, dioxiner og kviksølv. Ud fra gennemsnitsbetragtninger vurderes det, at kropsbelastningen hos langt hovedparten af danske kvinder ikke vil have målbare sundhedsmæssige konsekvenser for fostrets udvikling. Det kan imidlertid ikke afvises, at der kan være kvinder, der som følge af et langvarigt, ensidigt kostmønster med høj indtagelse af kød, mejeriprodukter og/eller fede fisk og/eller erhvervsmæssig udsættelse, kan have oparbejdet en så høj kropsbelastning, at det nærmer sig et niveau, hvor subtile effekter kan optræde.

5. Amme- og kostrådgivning

Undersøgelserne har vist, at der fortsat er en uønsket belastning med chlorholdige pesticider, PCB, dioxiner og kviksølv i danske kvinders mælk. Som nævnt giver resultaterne fortsat anledning til at anbefale at støtte og fremme amning, da amning, som dokumenteret ved flere undersøgelser, er forbundet med betydelige fordele for spædbarnets udvikling, som langt overstiger eventuelle skadelige virkninger.

Det vurderes ligeledes, at belastningen hos langt hovedparten af danske kvinder ikke udgør en målelig sundhedsmæssig risiko for fostret og dets udvikling. Den sikkerhedsmargin, der generelt er til stede, primært hvad angår belastningen med PCB, dioxiner og kviksølv, er imidlertid langt mindre, end der normalt vil kræves for menneskers belastning med kemiske stoffer. Det betyder, at der vil kunne være piger og kvinder, der som følge af en meget ensidig, langvarig og høj indtagelse af kød, mejeriprodukter og/eller fede fisk, og/eller erhvervsmæssig udsættelse kan have oparbejdet en kropsbelastning, som nærmer sig et kritisk niveau.

De chlorholdige pesticider, PCB og dioxiner forekommer i fedt fra husdyr, fjerkræ og fisk, mens hovedbelastningen med methylkviksølv især menes at stamme fra visse fiskearter såsom tun, sværdfisk og hajarter. Der anses ikke for berettiget at fremkomme med specifikke kostråd rettet mod piger og kvinder i den fødedygtige alder. Men der er anledning til med øget styrke at gøre opmærksom på, at hvis Fødevaredirektoratets kostråd om generelt at nedsætte indtagelsen af fedt - og øge indtagelsen af frugt og grønt - følges, vil dette også bevirke en nedsat kropsbelastning med chlorholdige pesticider, PCB og dioxiner.

Specifikt hvad angår indtagelsen af fisk, anses Fødevaredirektoratets anbefaling af 1-2 fiskemåltider om ugen, varierende mellem fede og magre fisk, fuldt ud at beskytte kvinder mod at oparbejde kritiske belastninger med PCB, dioxiner og kviksølv. Hertil kommer, at Fødevaredirektoratet i sine anbefalinger om indtagelse af fisk gør opmærksom på, at et højere indtag end det anbefalede dels ikke ser ud til at have yderligere sundhedsgavnlige effekter, dels alt andet lige vil øge belastningen med ovennævnte stoffer, især hvis indtagelsen er koncentreret om fede fisk. Der kan være behov for at gentage disse kostråd over for målgruppen og pege på, at en kraftigt øget indtagelse af kød, mejeriprodukter og/eller fede fisk, ud over at udgøre en øget sundhedsmæssig risiko pga. for høj fedtindtagelse, også alt andet lige fører til øget belastning med disse stoffer.

6. Sammenfattende konklusioner og anbefalinger

Resultaterne af den nærværende undersøgelse har efter drøftelse i følgegruppen givet anledning til følgende konklusioner og anbefalinger:

Referencer

Bilag A. Omtale af stoffer

A.1 Stofgrupper

A.1.1 Chorholdige pesticider

Hexachlorbenzen (HCB) har svampedræbende egenskaber, men har formodentligt aldrig været anvendt som bekæmpelsesmiddel i Danmark. Det kan derimod forekomme som en kemisk urenhed i andre chlorholdige bekæmpelsesmidler og industrikemikalier og kan dannes ved forbrændingsprocesser. HCB blev indtil starten af 1970'erne anvendt i en række lande til bejdsning af såsæd for at bekæmpe svampeangreb.

Hexachlorcyclohexan (HCH) forekommer i forskellige isomere former, hvoraf a-HCH, ß-HCH og g-HCH er de vigtigste. I Danmark har det langt overvejende været g-HCH under handelsnavnet lindan, der har været anvendt som insektmiddel. Teknisk-HCH, som indeholder alle 3 isomerer, har imidlertid tidligere været udbredt anvendt i mange andre lande. Den insekticide virkning skyldes udelukkende lindan, som blev introduceret som insektmiddel til erstatning for DDT. Lindan har været anvendt i Danmark indtil midten af 1990'erne.ß-HCH er den mest persistente af HCH-isomererne og den form, der primært forekommer i modermælk. Foruden at være en bestanddel af teknisk-HCH forekommer ß-HCH som urenhed i lindan.

Heptachlorepoxid er et insektmiddel. Det er også et omdannelsesprodukt af et andet insektmiddel, heptachlor. Ingen af disse anvendes i Danmark. Stofferne blev tidligere udbredt anvendt i USA, men anvendelserne er nu stærkt begrænsede.

Dieldrin er et insektmiddel, hvis anvendelse allerede blev kraftigt begrænset i Danmark i 1960'erne. Op til 1980'erne blev mindre mængder anvendt som træbeskyttelsesmiddel og til insektbekæmpelse med lakker, som påstryges adgangsveje for krybende insekter.

DDT (p,p'-dichlordiphenyltrichlorethan; p,p'-DDT) er et insektmiddel, som tidligere blev brugt i store mængder til at beskytte afgrøder og husdyr. DDT-anvendelsen blev kraftigt indskrænket i de fleste industrilande omkring 1970. I Danmark har det efter forbudet i 1969 mod anvendelse i landbruget været brugt i små mængder i havebrug og i forbindelse med dyrkning af nåletræer, hvor man ved udplantning af de små træer har dyppet træernes rodnet i en DDT-opslemning for at beskytte mod skadedyrsangreb. DDT og DDE kan derfor herhjemme findes som afgrænsede jordforureninger i tilknytning til gartnerier og skovdrift. DDT har også været brugt til lusebekæmpelse (chlorfenotansprit) frem til begyndelsen af 1980'erne. DDT anvendes fortsat i store mængder i visse udviklingslande til bekæmpelse af malaria. Handelsproduktet DDT indeholder 75-80% p,p'-DDT, mens o,p'-DDT kan udgøre 10-25%.

Det er overvejende omdannelsesproduktet (metabolitten) p,p'-DDE, der opkoncentreres i fødekæderne og menneskers fedtvæv. DDE er mere persistent end DDT, og forholdet mellem DDT og DDE kan således give et indtryk af, om en forurening skyldes aktuel eller historisk anvendelse af DDT.

Danskernes belastning med disse stoffer vil i dag være knyttet til deres tilstedeværelse i importerede levnedsmidler og foderstoffer samt eventuelle tilbageværende stabile mængder i det danske miljø hidrørende fra tidligere anvendelser, og for HCB's vedkommende også fra nuværende forbrændingsprocesser. Hertil kommer, at disse stoffer kan transporteres over store afstande i luften. Således er det vist, at fordampning af stofferne i varmere lande, hvor de eventuelt fortsat anvendes, kan føre til, at de transporteres til de nordlige, koldere egne, hvor de fortættes og forurener miljøet.

A.1.2 Polychlorerede biphenyler (PCB)

PCB har siden 1929 været anvendt i en lang række produkter, især elektriske artikler, hydrauliske væsker og transformere, på grund af deres isolerende evne mod elektricitet og varme. PCB er blandinger af 209 beslægtede stoffer (congenere) (se bilag A.3), og blandingernes sammensætning bestemmer de tekniske egenskaber. De er fedtopløselige, og nogle PCB opkoncentreres i fødekæderne. Siden 1986 har ingen nye produkter indeholdende PCB været tilladt i Danmark, og fortsat anvendelse har kun været tilladt, dersom der var tale om lukkede systemer. Der er fastsat regler for bortskaffelse af PCB-holdigt materiale.

A.1.3 Dioxiner: Polychlorerede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og polychlorerede dibenzofuraner (PCDF)

De 75 PCDD og 135 PCDF, populært kaldet "dioxiner"², produceres ikke kommercielt, men dannes ved forbrænding, fx af husholdningsaffald, hospitalsaffald, kemikalieaffald og spildevandsslam, ved skovbrande, i bilmotorer og i metalindustrien, samt i en række industrielle processer, hvor der anvendes chlor, fx chlorblegning af papir og fremstilling af chlorholdige kemikalier. En nyopdaget kilde er krematorier. Nogle af dioxinerne er særdeles miljøpersistente og opkoncentreres i fødekæderne og menneskers fedtvæv. Nogle af dioxinerne hører til blandt de mest toksiske kemiske stoffer, der kendes.

² "Dioxiner" anvendes i denne rapport samlet for dioxiner (PCDD) og furaner (PCDF).

A.1.4 Kviksølv

Kviksølv er et giftigt metal og et af de miljøfarligste tungmetaller. Stoffet har og har haft en række kommercielle anvendelser, fx som elektrode i chloralkali industrien, i tandfyldninger, elektrisk udstyr og måleinstrumenter (termometre).

Forbrænding af husholdnings- og industriaffald er en vigtig kilde til udledning af kviksølv til miljøet. En stor del af det kviksølv, som forekommer i miljøet, menes at stamme fra naturlige processer, som fx vulkanudbrud.

A.1.5 Selen

Selen er et essentielt spormineral for mennesker. Selen spiller en vigtig rolle i organismen ved at indgå i proteiner og enzymer, som opfanger og uskadeliggør reaktive iltforbindelser. Selen forekommer i forskellige former (specier), fx selen, selenit, selenat og selenomethionin. Hovedkilderne til menneskers indtagelse af selen er kornprodukter, kød, mælkeprodukter, æg og fisk. Selenomethionin menes at være den vigtigste selenforbindelse i fødevarer, selvom den nuværende viden om selenspeciering er begrænset.

A.2 Strukturformler og nomenklatur

/Bilaget viser strukturformler og nomenklatur for ß-HCH, lindan, HCB, DDT, DDE, Dieldrin, Heptachlorepoxid, PCB, PCDD, PCDF./

A.3 Nummersystem for PCB-congenere

Bilag B. Toksikologisk baggrund

Ved John Christian Larsen

Indholdet af chlorholdige pesticider og PCB i dansk modermælk blev første gang vurderet i 1983 og igen i 1987, hvor også dioxiner i dansk modermælk blev vurderet (1,2). Siden er der internationalt foretaget adskillige vurderinger, især af dioxinerne og PCB. Således er der foretaget en nordisk risikovurdering af PCB (3), ligesom WHO har vurderet dioxiner og PCB (4-6). I de senere vurderinger har spørgsmålet om, hvorvidt udsættelse for disse stoffer under graviditeten udgør en risiko for fostret, især med hensyn til udvikling af centralnervesystemet, fået mere opmærksomhed, og den direkte eksponering via modermælken er blevet tillagt mindre betydning. WHO har for nyligt foretaget en revurdering af dioxiner og dioxin-lignende PCB (7).

Den videnskabelige litteratur vedrørende disse stoffer er meget omfattende. Den efterfølgende gennemgang er baseret på denne litteratur, men af pladshensyn medtages primært oplysninger, som skønnes at have direkte relevans for vurdering af modermælk, og der refereres primært til litteraturoversigter og monografier.

Ved vurderinger af kemiske stoffer anvendes ofte begrebet ADI/TDI (Acceptabel/Tolerabel Daglig Indtagelse for mennesker), som angiver den daglige mængde, som mennesker kan indtage hele livet igennem uden erkendbar risiko for sundhedsskader. ADI anvendes for stoffer, som tillades anvendt ved produktionen af fødevarer, fx tilsætningsstoffer og pesticider, mens TDI anvendes for stoffer, der forekommer som utilsigtet forurening. Der er internationale retningslinier for, hvilke sikkerhedsmæssige (toksikologiske) undersøgelser der er nødvendige, og hvordan der tages højde for en række usikkerheder ved at anvende usikkerhedsfaktorer.

Ud fra de foreliggende toksikologiske, epidemiologiske og andre undersøgelser fastlægges NOAEL ("no observed adverse effect level"), som er den højeste daglige dosis i mg/kg legemsvægt, der ikke har forårsaget skadelige virkninger i den mest følsomme, relevante undersøgelse. Der anvendes som regel resultater fra dyreforsøg, da det er sjældent, at der foreligger relevante og tilstrækkeligt følsomme undersøgelser i mennesker. Ved fastsættelsen af ADI/TDI reduceres denne dosis med en usikkerhedsfaktor, der skal tage højde for ekstrapolation af resultater fra dyr til menneske, de variationer, der findes i følsomhed og levevis blandt mennesker samt den usikkerhed, der ligger i vurderingen af selve undersøgelsen. Det skal understreges, at ADI/TDI ikke er en faregrænse, men en sikkerhedsgrænse, som angiver den mængde, der kan indtages dagligt livet igennem uden erkendbar sundhedsmæssig risiko. Overskridelser af ADI gennem kortere varende tidsperioder udgør ikke en risiko, blot den gennemsnitlige indtagelse over lang tid ikke overstiger ADI.

Hvis de sikkerhedsmæssige undersøgelser peger på, at gravide (fostret) eller børn kan være mest følsomme, er det disse undersøgelser, der lægges til grund for ADI/TDI fastsættelsen.

B.1 Chlorholdige pesticider

B.1.1 Hexachlorbenzen (HCB)

I Tyrkiet forårsagede længere tids daglig udsættelse for høje doser HCB en epidemi af hudsygdommen porphyria cutanea tarda (PCT) blandt personer, som ved en fejltagelse konsumerede brød fremstillet af korn behandlet med HCB. Ud over hudsymptomer gav eksponeringen også anledning til skader på nervesystemet og leveren. Hos børn under 1 år, som spiste det forurenede brød, var der en meget høj dødelighed. I børn, som havde været eksponeret via modermælken, er der rapporteret om symptomer fra huden og nedsat vækst. Den præcise eksponering kendes ikke (8).

Dyreforsøg viser, at en af de mest markante effekter af HCB er påvirkning af leverens biosyntese af hæm, en jernholdig forbindelse, som blandt andet indgår i blodets hæmoglobin. Påvirkningen medfører udvikling af porphyri, hvor der ses øget ophobning i kroppen og udskillelse i urin af jernholdige forbindelser, porphyriner. Porphyri er påvist i forskellige dyrearter, i rotter med doser på 2,5 mg/kg legemsvægt/dag igennem længere tid. I svin er der konstateret øget udskillelse af coproporphyriner i urinen efter 0,5 mg/kg legemsvægt/dag i 3 måneder. 0,05 mg/kg legemsvægt/dag viste ingen effekt (8).

HCB kan forøge (inducere) leverens indhold af mikrosomale enzymsystemer, som har stor betydning for omdannelsen (afgiftning) af fremmede kemiske stoffer og for omsætningen af kroppens kønshormoner og specielle fedtstoffer. HCB kan også bindes til Ah-receptoren ligesom dioxinerne, men er ikke nær så potent (8).

I adskillige kroniske undersøgelser er der set histopatologiske forandringer i leveren hos rotter eksponeret for mellem 0,25 og 0,6 mg/kg legemsvægt/dag, mens doseringsniveauerne, som ikke havde nogen effekt (NOAEL), var fra 0,05 til 0,07 mg/kg legemsvægt/dag. Ændringer i hjernens indhold af transmittersubstanser (neurotransmittere) er set i afkom af mink efter 0,16 mg/kg legemsvægt/dag (8).

HCB-eksponering kan påvirke immunsystemet, hvilket er påvist i mus, rotter, hunde og aber. I rotter, som blev påvirket i fostertilstanden (in utero) og 5 uger efter fødslen, havde 0,2 mg/kg legemsvægt/dag en marginal effekt på visse immunparametre. En række undersøgelser peger også på, at gentagen eksponering for HCB kan påvirke den mandlige reproduktionsevne i en række dyrearter, men der kræves relativt høje doser. Således har 30 mg/kg legemsvægt/dag i 21 dage nedsat serum-testosteron niveauet i hanmus, formentlig på grund af induktion af leverens enzymsystemer. I svin har 50 mg/kg legemsvægt/dag i 90 dage medført histologiske forandringer i testiklerne og forsinket modning af sædceller. HCB har også givet degenerative forandringer i reproduktionsvæv hos hunaber. I hunrotter bevirkede HCB øgede progesteronniveauer, men der sås ingen østrogen effekt (8).

I et 4-generationsstudie i rotter sås nedsat kuldstørrelse, øget antal dødfødte unger og nedsat overlevelse i unger som følge af 4 mg/kg legemsvægt/dag. NOAEL var 1 mg/kg legemsvægt/dag (8).

HCB inducerer tumorer i lever, thyroidea (skjoldbruskkirtel), parathyroidea og nyrer i mus, rotter og hamstre. HCB beskadiger ikke arveanlæggene, dvs. har ikke genotoksisk effekt, og den kræftfremkaldende effekt anses for at være betinget af forudgående toksiske effekter på cellerne, hvorfor doser, som ikke er toksiske, heller ikke anses for at kunne inducere kræft (8).

Den amerikanske miljøstyrelse US EPA har fastsat en RfD (svarer til TDI) for HCB's ikke-kræftfremkaldende effekter på 0,0008 mg/kg legemsvægt/dag baseret på et NOEL på 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i et 130 ugers fodringsforsøg i rotter med in utero eksponering (9). Forsøgdyrene var født af han- og hunrotter, der blev fodret med HCB i 90 dage og gennem drægtighedsperioden og diegivningsperioden. Med 0,3 mg/kg legemsvægt/dag sås leverforandringer. Med højere doser sås øget dødelighed blandt afkom, levertoksicitet, som inkluderede øget leverporphyrin-niveauer, og kroniske nyreskader (i handyr). Den anvendte usikkerhedsfaktor var 100. HCB's evne til at inducere porphyri er set i alle undersøgte dyrearter undtagen hunde.

IPCS (International Programme on Chemical Safety) under WHO har i 1998 foreslået en TDI for HCB's ikke-kræftfremkaldende effekter på 0,00017 mg/kg legemsvægt baseret på et NOAEL på 0,05 mg/kg legemsvægt/dag for levereffekter i svin og anvendelse af en usikkerhedsfaktor på 300, mens 0,00016 mg/kg legemsvægt/dag blev foreslået som vejledende værdi med hensyn til HCB's kræftfremmende effekt, baseret på en usikkerhedsfaktor på 5000 i forhold til resultater fra rotteforsøg (8).

B.1.2 Hexachlorcyclohexan (HCH)

Hexachlorcyclohexan findes som en række isomere forbindelser. Lindan (g-HCH) er det mest anvendte insektmiddel, mens et andet tidligere anvendt middel (teknisk HCH) indeholder a-, ß-,d-, og g-HCH. ß-HCH er langt den mest persistente isomer og derfor den HCH-isomer, der overvejende findes i modermælk. Hvad angår toksikologiske undersøgelser, er lindan langt det bedst undersøgte, hvorfor det omtales her.

Lindan (g-HCH)

Lindan er senest vurderet af FAO/WHO's ekspertgruppe JMPR (FAO/WHO Joint Meeting on Pesticide Residues) i 1997, hvor en midlertidig ADI på 0,001 mg/kg legemsvægt blev fastsat med baggrund i et NOAEL på 0,5 mg/kg legemsvægt/dag for effekter på leveren (10). Med 1,55 mg/kg legemsvægt/dag sås toksicitet både i lever og nyrer. Effekten på nyrerne i hanrotter skyldes binding til et særligt proteinstof, som ikke findes hos mennesker, og har ingen relevans for den toksikologiske vurdering. Den anvendte usikkerhedsfaktor var 500. Ved tidligere vurderinger blev NOAEL anset for at være 0,75 mg/kg legemsvægt/dag i rotter og 1,6 mg/kg legemsvægt/dag i hunde (11,12).

Lindan er neurotoksisk i forsøgsdyr i høje doser (13).

Lindan har ikke vist teratogen effekt i mus, rotter, hunde, og svin. Fostertoksisk effekt er set med doser, som samtidigt er toksiske for moderdyrene (10 mg/kg legemsvægt/dag og højere). 5 mg/kg legemsvægt/dag anses for at være et NOAEL. I et 3-generationsforsøg i rotter havde lindan ingen effekt på reproduktionsparametre med doser op til 5 mg/kg legemsvægt/dag. Med 2,5 mg/kg legemsvægt/dag sås leverforandringer, indikative for enzyminduktion, i ungerne fra 3. generation. NOAEL i denne undersøgelse var 1,25 mg/kg legemsvægt/dag. Når lindan indgives til drægtige mus på forskellige tidspunkter i drægtighedsperioden (3,6-10,4 mg/kg legemsvægt/dag), ses reproduktionsvanskeligheder og fostertoksicitet. Effekten kunne delvis imødegås ved samtidig administration af østrogen, mens progesteron ikke havde nogen effekt. Når både østrogen og progesteron blev indgivet sammen med lindan i den tidlige drægtighedsperiode, var ungernes udvikling normal (14). Lindan har også anti-østrogen effekt i hunrotter, men ændrer ikke serum-koncentrationen af østradiol og interfererer ikke med østrogenreceptoren (15). Undersøgelser i hanrotter har vist toksisk effekt på testiklernes testosteronproducerende væv (16), og hanrotter født af mødre, der fik en høj dosis lindan under drægtigheden, havde nedsat seksuallyst og nedsat testosteron, uden at dette dog havde indflydelse på reproduktionsevnen (17).

Lindan har induceret adenomer (godartede tumorer) i leveren fra mus, især i hanmus, efter høje doser i langtidsstudier. Lindan har ikke øget forekomsten af levertumorer i rotter (12).

Lindan havde en immunosuppresiv effekt i mus i doser fra 0,012 til 1,2 mg/kg legemsvægt/dag i 24 uger. ATSDR har anvendt dette LOEL (laveste observerbare effekt niveau) til at foreslå et Minimal Risk Level på 0,00001 mg/kg legemsvægt/dag (13).

ß-Hexachlorcyclohexan (ß-HCH)

ß-HCH er den mest persistente HCH-isomer, hvorfor det primært er denne, der opkoncentreres i fødekæderne og i modermælk. Stoffet er dog langt mindre grundigt undersøgt end lindan.

Der er ikke blevet fastsat ADI (JMPR) eller RfD (US EPA) for ß-HCH.

Leveren er det mest følsomme organ for ß-HCH. I rotter ses leverforandringer og enzyminduktion efter doser på 2,5 mg/kg legemsvægt/dag i 90 dage. Efter 12,5 mg/kg legemsvægt/dag er der rapporteret om testikelatrofi i hanrotter, men forandringer i hormonniveauer viste ingen konsistente tegn på endokrine effekter.

Der sås ingen effekter efter 0,1 mg/kg legemsvægt/dag. I langtidsundersøgelser er der set leverforstørrelse og forandringer efter 0,5 mg/kg legemsvægt/dag (18).

I et 2-generationsstudie i rotter sås effekter på forældredyrenes lever. Der sås ingen effekt på reproduktionen efter 0,1 mg/kg legemsvægt/dag, mens 0,5 mg/kg legemsvægt/dag resulterede i øget dødelighed og infertilitet. I forældredyrene, som fik 2,5 mg/kg legemsvægt/dag, sås nedsat vægt af ovarier og øget vægt af binyrer og uterus hos hunner. I hanner var der et nedsat antal Leydig celler i testiklerne (13,18).

En svag østrogenlignende effekt er beskrevet i hunmus og -rotter. Effekten sås i uterus, og der var ingen klar effekt på endokrine kontrolsystemer. Virkningsmåden er uklar, og ß-HCH bindes ikke til østrogenreceptoren (13,18).

Marginalt leverkræftfremkaldende effekt er observeret i 2 musestammer (18).

ATSDR (13) har foreslået et Minimal Risk Level på 0,0006 mg/kg legemsvægt/dag med basis i et LOAEL (lavest oberverbare negative effekt niveau) på 0,18 mg ß-HCH/kg legemsvægt/dag for let leverpåvirkning i rotter i 13 ugers fodringsforsøg.

B.1.3 Heptachlorepoxid

Heptachlorepoxid er en stabil metabolit af heptachlor.

Heptachlorepoxid blev vurderet af JMPR i 1991, og der blev fastsat en ADI på 0,0001 mg/kg legemsvægt for summen af heptachlor og heptachlorepoxid (19). US EPA har fastsat en RfD for de ikke-carcinogene effekter af heptachlorepoxid på 0,000013 mg/kg legemsvægt/dag baseret på et laveste effekt niveau på 0,0125 mg/kg legemsvægt/dag i et 60-ugers kronisk fodringsforsøg i hunde. Effekten, der blev set, var en øget relativ levervægt i både hanner og hunner. Usikkerhedsfaktoren var 1000 (20).

I et 2-generationstudie i hunde fandtes NOAEL til 0,025 mg/kg legemsvægt/dag. Med 0,075 mg/kg legemsvægt/dag sås effekter på ungernes lever. Efter 0,175 mg/kg legemsvægt/dag sås nedsat overlevelse af unger. I et 3-generationsstudie i rotter var NOAEL 0,25 mg/kg legemsvægt/dag. Med 0,5 mg/kg legemsvægt/dag var der forøget dødelighed blandt ungerne (20).

Heptachlorepoxid har induceret levertumorer i to musestammer. I rotter er der ikke set signifikant øget leverkræft efter heptachlor (19).

De fleste undersøgelser har vist, at heptachlorepoxid ikke er genotoksisk (19).

B.1.4 Dieldrin

US EPA har fastsat en RfD for dieldrins ikke-kræftfremkaldende effekter på 0,00005 mg/kg legemsvægt/dag baseret på et nul-effekt-niveau på 0,005 mg/kg legemsvægt/dag i et 2-års fodringsforsøg. Med 0,05 mg/kg legemsvægt/dag sås øget levervægt og hyperplasi (karakteristisk for enzyminduktion). Den anvendte usikkerhedsfaktor var 100 (21).

JMPR fastsatte i 1977 en ADI på 0,0001 mg/kg legemsvægt for summen af dieldrin og aldrin (22).

Dieldrins levertoksiske effekt er også observeret i undersøgelser med mus, hamster, hunde og aber (22).

I de fleste reproduktionsforsøg (fra 1 til 6 generationer), som er udført med aldrin og dieldrin i mus og rotter, var den væsentligste effekt øget mortalitet i ungerne inden afvænningstidspunktet. Reproduktionsevnen var kun påvirket, når de anvendte doser medførte toksicitet i moderdyrene. Det er konkluderet, at 0,1 mg/kg legemsvægt/dag er NOAEL i rotter (22). Fostermisdannelser (teratogen effekt) er først set efter væsentligt højere doser (NOAEL angives til 6,0 mg/kg legemsvægt/dag) (21). Dieldrin har vist svag østrogen effekt i cellekulturer (23).

Dieldrin har vist kræftfremkaldende effekt i seks forskellige musestammer. Dieldrin øger hyppigheden af levertumorer, lungetumorer og lymphoide tumorer. I rotter har stoffet ikke givet tumorer i syv forskellige undersøgelser i 4 forskellige stammer med indhold i foderet fra 0,1 til 285 mg per kg.

Hovedparten af test for genetisk toksicitet har været negative (23).

En nylig dansk undersøgelse har vist, at dieldrinkoncentrationen i blodet var associeret med en signifikant forøget dosis-relateret risiko for brystkræft (odds ratio 2,05). Den mediane blodkoncentration var 24,42 ng/g fedt (24).

B.1.5 p,p'-Dichlordiphenyldichlorethen (DDE) og p,p'-dichlordiphenyl- trichlorethan (DDT)

p,p'-DDE er hovedomdannelsesproduktet (metabolit) af p,p'-DDT i kroppen efter indtagelse af DDT. Det er også den form, som primært opkoncentreres i fødekæderne og forekommer i menneskers fedtvæv og modermælk. Langt hovedparten af toksikologiske undersøgelser omhandler indgift af DDT, men kan til en vis grad også anvendes til at vurdere toksiciteten af hovedmetabolitten DDE.

Den amerikanske miljøstyrelse har fastsat en RfD (svarende til tolerabel daglig indtagelse) for DDT's ikke-kræftfremkaldende effekter på 0,0005 mg/kg legemsvægt/dag baseret på et nul-effekt-niveau på 0,05 mg/kg legemsvægt/dag i et 27-ugers fodringsforsøg med rotter. Ved fodring med 0,25 mg/kg legemsvægt/dag blev der observeret påvirkning af leveren, om end i begrænset omfang. Påvirkningen tydede på begyndende enzyminduktion. Der blev anvendt en usikkerhedsfaktor på 100 (25). JMPR fastsatte i 1984 en ADI på 0,02 mg/kg legemsvægt for alle kombinationer af DDT, DDD og DDE (26).

Der er foretaget mere end 20 undersøgelser af DDT for kræftfremkaldende effekt. Ni fodringforsøg, inkluderende to flergenerationsstudier, er blevet foretaget i forskellige musestammer. På nær én undersøgelse viste de alle en kræftfremmende effekt, bestående af godartede (adenomer) og ondartede tumorer (carcinomer) i leveren. I de to undersøgelser, hvor musene også blev eksponeret in utero, sås også lungetumorer. De doser, som medførte øget forekomst af tumorer, var fra 0,15 til 37,5 mg/kg legemsvægt/dag (25).

I tre rotteforsøg med doser fra 25 til 40 mg/kg legemsvægt/dag sås øget forekomst af godartede levertumorer, mens et fjerde forsøg var negativt. Yderligere tre studier med lavere doser var negative. Undersøgelser i hamstre, hunde og aber har heller ikke vist kræftfremkaldende effekt (25).

p,p'-DDE har øget forekomsten af levertumorer i mus og hamstre. p,p'-DDD, en anden metabolit af DDT, har induceret øget forekomst af lungetumorer i han- og hunmus, levertumorer i hanmus og thyroideatumorer i hanrotter (25).

Den eksisterende epidemiologiske database er inadækvat til at vurdere en eventuel kræftfremkaldende effekt i mennesker. Nogle undersøgelser har fundet højere DDT/DDE niveauer i cancerpatienter, mens andre ikke har. En række undersøgelser, som har søgt at korrelere DDT/DDE niveauer og brystkræft, har også givet modstridende resultater. Der synes dog at være en overvægt af undersøgelser, som viser højere DDE koncentrationer i patienter med brystkræft (27). Rationalet bag at undersøge DDT/DDE i forbindelse med brystkræft har været, at stoffet har en svag østrogen effekt. Det er imidlertid primært o,p'-DDT, som har vist en østrogen effekt i forsøgsdyr, men denne isomer opkoncentreres ikke i nævneværdig grad. Hovedkomponenten p,p'-DDT og den hovedmetabolit, som opkoncentreres i mennesker (p,p'-DDE), har ikke vist østrogen effekt af betydning i forsøgsdyr. Derimod har p,p'-DDE vist en anti-androgen effekt i rotteforsøg og in vitro (28).

DDT indgivet i relativt høje doser har en række virkninger på reproduktionsevnen i forsøgsdyr, herunder nedsat fertilitet i både han- og hundyr. Effekten har oftest været tilskrevet den østrogene effekt af o,p'-DDT, men nyere undersøgelser tyder på, at den mest signifikante virkemåde er den anti-androgene effekt af p,p'-DDE. Doser af størrelsesordenen 100-200 mg/kg legemsvægt, givet i drægtighedsperioden, medførte demaskulinisering og nedsat sædkvalitet i det hanlige afkom (28).

Resultaterne fra langtids- og flergenerations-reproduktionsundersøgelser i gnavere har givet varierende og modstridende effekter. I en 3-generations reproduktions-undersøgelse i rotter, hvor den laveste dosering var 0,35 mg/kg legemsvægt/ dag, sås nedsat fertilitet og øget dødelighed blandt ungerne på alle dosisniveauer. Tre andre reproduktionsundersøgelser i mus og rotter har imidlertid ikke rapporteret om effekter med væsentligt højere doser (29).

En af de mest følsomme effekter af DDT i nyfødte mus synes at være en påvirkning af nervesystemets udvikling. Indgift af 0,5 mg/kg legemsvægt på tiende dagen efter fødslen bevirkede, at dyrene som voksne havde ændret adfærd (mere aktive) og ændret indhold af visse specifikke receptorer i hjernen (30). Det skal nævnes, at denne del af hjernens udvikling foregår i fosterstadiet hos mennesker (i modsætning til mus). ATSDR (29) har anvendt denne effekt til at fastsætte et akut Minimal Risk Level for DDT på 0,0005 mg/kg legemsvægt/dag.

B.2 Dioxiner og PCB: Polychlorerede dibenzo-p-dioxiner (PCDD), polychlorerede dibenzofuraner (PCDF) og polychlorerede biphenyler (PCB)

Disse stoffer omtales samlet, da en del PCB har samme biokemiske og toksikologiske virkningsmåde som dioxinerne, da de altid optræder sammen i fedtvævet og i modermælk, og da de fleste af de foreliggende undersøgelser i mennesker ikke klart kan adskille, i hvilket omfang effekter skyldes dioxiner eller PCB.

Der foreligger en række undersøgelser i mennesker, hvor udsættelse for dioxiner og PCB er sket i arbejdsmiljøet, eller som følge af ulykkestilfælde. De effekter og kliniske symptomer, der oftest er rapporteret, angår symptomer fra hud (chloracne), lever og nervesystem. Ulykker i Japan (Yusho) og Taiwan (Yu-Cheng) har især bidraget til viden om virkningerne af dioxiner og PCB i mennesker. I begge tilfælde indtog mennesker gennem længere tid kontamineret risolie. Den totale, gennemsnitlige indtagelse ved Yu-Cheng ulykken er estimeret til 973 mg PCB, 3,8 mg PCDF og 586 mg PCQ (polychlorerede quarterphenyler). Hudsymptomer (chloracne) var mest iøjnefaldende, men andre symptomer er også set, blandt andet immunologiske og reproduktionsmæssige symptomer, herunder udviklings- og adfærdsmæssige forstyrrelser i børn født af forgiftede mødre. Symptomerne er overvejende blevet tillagt risoliens indhold af PCDF (3).

B.2.1 Dioxiner: PCDD og PCDF

I forsøgsdyr er de mest kritiske toksikologiske effekter af lave doser dioxin kræftfremkaldende effekt, immunotoksicitet og reproduktionstoksikologiske effekter, herunder påvirkning af udviklingen af reproduktionsorganerne, immunsystemet og centralnervesystemet. 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD) er den mest toksiske dioxin. De andre PCDD og PCDF, som forekommer i fødevarer og opkoncentreres i menneskers fedtvæv, indeholder alle som minimum chloratomer i 2,3,7,8-positionerne. De har samme biokemiske og toksikologiske virkningsmåde som TCDD, men er mindre potente, og der er store forskelle imellem dem.

Dioxinerne med 4, 5, eller 6 (tetra-, penta- og hexa-) chloratomer optages godt fra mavetarmkanalen (50-90%), mens de hepta- og octachlorede forbindelser optages i ringere omfang. I aber og mennesker ophobes en forholdsvis større mængde i fedtvæv end i leveren, mens det omvendte er tilfældet i forsøgsdyr. Dioxinerne udskilles meget langsomt med urin og faeces som vandopløselige omdannelsesprodukter (metabolitter), og den biologiske halveringstid stiger med chloreringsgraden. Halveringstiden af TCDD i mennesker er fundet til 7-10 år (31-33).

I drægtige forsøgsdyr passerer TCDD via placenta til fostret. Undersøgelser viser, at PCDF overføres til fostret i mindre omfang end PCDD (33,34). Når dioxinerne indtages med modermælken, svarer fordelingen i ungerne til den, der ses i mødrene.

De biokemiske og toksikologiske effekter af dioxinerne menes at hænge sammen med binding til et specifikt receptorprotein i cellerne, Ah-receptoren (33, 35). Ah-receptoren er blevet påvist i mange væv og organer i alle undersøgte arter af pattedyr, inklusive mennesker. Receptoren fungerer på samme måde som beskrevet for steroidhormon-receptorer, men dens normale funktion kendes endnu ikke. TCDD bindes til receptoren og danner et komplex, som efter visse omstruktureringer bindes til DNA på specielle bindingssteder ("dioxin responsive elements"). Denne binding medfører ekspression af en række strukturelle gener, som koder for forskellige proteiner og enzymer, hvoraf nogle (fx leverens cytochrom P-450IA1, IA2 og 1B1) er involveret i omsætningen af fremmedstoffer, kønshormoner, thyroideahormoner og specielle fedtstoffer, mens andre stimulerer cellevækst og differentiering (cellulære vækstfaktorer). Hvordan dette efter udsættelse for højere dioxindoser "overmander" organismens normale homeostatiske reguleringsmekanismer og fører til toksiske effekter, vides endnu ikke. Ud fra sammenlignende undersøgelser er der ikke noget, der tyder på, at mennesker er mere følsomme end forsøgsdyr over for effekterne af dioxiner, snarere tværtimod (7).

TCDD har en toksisk effekt på immunsystemet i forsøgsdyr. Sådanne effekter er dog stort set kun beskrevet efter indgift af relativt høje doser, og de undersøgelser, der foreligger med lavere doser i mus og aber, har enten ikke kunnet reproduceres, har ikke vist dosis-respons sammenhænge eller har vist effekter, hvis betydning for immunforsvaret anses for tvivlsomme. Adskillige undersøgelser i mennesker, herunder børn, eksponeret for høje doser har heller ikke vist signifikante effekter. De mest markante og følsomme effekter på immunsystemet opnås, når TCDD administreres til forsøgsdyr gennem den præ- og/eller umiddelbare postnatale periode, hvor immunsystemet udvikles. Således er der blevet påvist nedsat immunforsvar hos rotteunger, hvis mødre blev doseret med 100 pg TCDD/kg legemsvægt under drægtigheden (33).

TCDD's kræftfremkaldende effekt i gnavere er veldokumenteret (33). Det mest følsomme organ er leveren. Øget forekomst af ondartede levertumorer (carcinomer) er påvist i han- og hunmus og hunrotter efter fodring med 70-100 ng TCDD/kg legemsvægt/dag i to år. Øget forekomst af godartede levertumorer (adenomer) sås efter 10 ng/kg legemsvægt/dag. De patologiske fund i leveren har været evalueret flere gange, og der er enighed om, at 1 ng/kg legemsvægt/dag ikke var kræftfremkaldende i rotter (33). Denne eksponering svarede til et indhold på 540 pg/g i leveren. Elektronmikroskopiske undersøgelser af leverne fra hunrotterne i denne lavest doserede gruppe viste svage ændringer tydende på induktion af leverenzymer, hvilket normalt ikke betragtes som en toksisk effekt. Ved høje doser er også set øget forekomst af adenomer i thyroidea og carcinomer i tunge, næsehule og lunger. I dyreforsøgene sås samtidig en nedsat hyppighed af tumorer i hormonafhængige organer, såsom livmoder, brystkirtel, bugspytkirtel, binyrer og hypofyse. Induktion af leverenzymer og andre Ah-receptor-afhængige biokemiske effekter er efterfølgende blevet påvist hos rotter med doser lavere end 1 ng/kg legemsvægt/dag, mens der kræves højere doser for at inducere forandringer, der kan relateres til en kræftfremkaldende effekt.

Epidemiologiske undersøgelser med begrænset opfølgningstid vedrørende arbejdsmæssig udsættelse for TCDD og andre dioxiner viser en svag overdødelighed (relativ risiko på 1,4) som følge af kræft i de arbejdere, som havde været udsat for de højeste eksponeringer, uden at de enkelte kræftformer udviste statistisk signifikans. Nogle undersøgelser har dog peget på øget forekomst af bløddelssarcomer og af kræft i luftvejene. Fra de undersøgelser, hvor TCDD (og dioxiner) er blevet målt i blodet, er det estimeret, at signifikant effekt primært ses efter TCDD koncentrationer højere end 500 ppt i fedtfasen (33).

Mange in vitro og in vivo undersøgelser peger entydigt på, at TCDD ikke direkte beskadiger arveanlæggene, hvorfor det antages, at der i praksis findes en tærskelværdi for den kræftfremkaldende effekt (33).

I hunaber fodret med 160 pg TCDD/kg legemsvægt/dag igennem 4 år blev der 10 år senere rapporteret (svagt) øget forekomst af endometriose (vækst i bughulen af celler fra livmoderen). I mus og rotter har TCDD en fremmende effekt på kirurgisk provokeret endometriose (33).

I forsøgsdyr nedsætter TCDD serumkoncentrationen af thyroxin (T₄) som følge af leverenzyminduktion, der bevirker øget udskillelse af T₄ som glucuronid. Dette kan føre til forhøjede TSH-niveauer og stimulering af skjoldbruskkirtlens vækst. I mennesker er der konstateret svage, men modstridende effekter på thyroidea-hormonstofskiftet (33).

PCDD/F giver fostermisdannelser i gnavere. Et nul-effekt-niveau på 0,001 µg/kg legemsvægt/dag er set i et 3-generations reproduktionsforsøg. Med 0,01 µg/kg legemsvægt/dag var reproduktionsraten nedsat og ungernes vægt og overlevelse nedsat (33,36). I aber er effekten på reproduktionsevnen primært set som en øget frekvens af aborter og nedsat fødselsvægt af unger. Sådanne effekter er konstateret efter kumulerede doser på 0,5-5 µg/kg legemsvægt, for eksempel med 0,002-0,011 µg/kg legemsvægt/dag i 7-9 måneder. I en undersøgelse, hvor aber blev doseret med 0,12 eller 0,72 ng 2,3,7,8-TCDD/kg legemsvægt/dag i 4 år, efterfulgt af en periode på 10-12 måneder inden parring, sås ingen effekt på reproduktionsparametre (37).

I en række undersøgelser er det vist, at administration af TCDD til drægtige gnavere kan have en række effekter på udviklingen af reproduktionsorganerne hos ungerne. Der er således i rotter set nedsat sædkvalitet hos det hanlige afkom efter en enkelt dosis på 0,064 µg/kg legemsvægt til moderen under drægtigheden. Med højere doser (0,7-1 µg/kg legemsvægt) sås mere markante effekter på de hanlige reproduktionsorganer og ændret seksuel adfærd. Der var ingen ændringer i androgenstatus (38-40). Hos hunrotter er ligeledes set ændringer i kønsorganerne og nedsat fertilitet (33). TCDD har en potent antiøstrogen virkning i hunrotter (41).

I abeforsøg er der efter eksponering af mødrene med TCDD rapporteret om effekter på ungernes adfærd og indlæringsevne. I mange test sås forbedret indlæringsevne, men evnen til at lære at kende genstande var nedsat (object learning) i forhold til kontroldyr. Alle ændringer lå dog inden for normalområdet (42).

B.2.2 Polychlorerede biphenyler (PCB)

Den sundhedsmæssige vurdering af PCB er særligt kompliceret, da der er tale om blandinger af stoffer (congenere) med forskellige toksikologiske egenskaber og virkemåder. De fleste toksikologiske undersøgelser er blevet foretaget med de oprindelige, kommercielle handelsprodukter, som ikke er repræsentative for de blandinger, der opkoncentreres i fødekæderne. Fra undersøgelserne med de kommercielle blandinger kan der ikke etableres et "no observed adverse effect level" (NOAEL). Summarisk kan det siges, at et eventuelt NOAEL vil være lavere end 5 µg/kg legemsvægt/dag, baseret på reproduktionsundersøgelser i rotter og aber.

PCB-blandingerne indeholder både congenere, der har dioxinlignende virkninger, og andre, der ikke har, men som muligvis besidder andre toksiske egenskaber. De congenere, som besidder dioxinvirkning, er de såkaldte non-ortho og mono-ortho substituerede "coplanare" PCB (se Tabel 1).

Individuelle congenere og blandinger af PCB absorberes let fra mavetarmkanalen i rotter og aber. Absorptionen angives at kunne variere mellem 66 og 96% for individuelle congenere i rotter. Absorptionen falder med stigende indhold af chlor. I de fleste dyrearter ses en initial optagelse i lever og muskelvæv. Efterfølgende fordeles de højere chlorerede congenere til fedtvæv og hud, mens de lavere chlorerede PCB udskilles (43).

Den hastighed, hvormed PCB elimineres fra kroppen, bestemmes primært af den enkelte congeners metabolisme via leverens cytochrom P450-afhængige monooxygenase system. PCB stimulerer disse enzymsystemer, og hovedmetabolitterne er hydroxylerede produkter (3). Adskillige hydroxylerede metabolitter af visse PCB kan bindes til transthyretin i plasma fra rotter og mus og derved påvirke transporten af både vitamin A og thyroxin (44,45).

De fleste PCB, som sådan, har ikke østrogen effekt, men enkelte og især nogle af de hydroxylerede metabolitter af PCB har en svag østrogen effekt. Af flere nye undersøgelser fremgår, at kun et fåtal har vist svag østrogen effekt in vitro. Det drejer sig primært om PCB, som ikke forekommer i fisk, dyr eller mennesker. De fleste PCB-metabolitter havde en anti-østrogen effekt i cellekulturer, men effekten forsvandt efter tilsætning af østrogen i de koncentrationer, der normalt forekommer hos mennesker (46-49).

Udskillelsen af PCB-metabolitterne sker primært med galden til fæces og kun i mindre omfang med urinen. Udskillelseshastigheden og derved indirekte evnen til at opkoncentreres i organismen varierer markant for de enkelte PCB. Den biologiske halveringstid for en af de langsomst metaboliserbare congenere, 2,2',4,4',5,5'-HxCB (PCB 153), er ca. 450 dage i rotter (3).

Der er udført en del undersøgelser til belysning af transport af PCB til fostre gennem placenta og til diende unger via mælken. Alle undersøgelser peger på, at den mængde PCB, som fostre udsættes for under graviditeten, er betydeligt mindre end den mængde, der tilføres med modermælken (3).

De toksiske virkninger, som ses efter kronisk indgift af kommercielle PCB-blandinger, ligner i høj grad de effekter, som allerede er beskrevet for TCDD. De kommercielle PCB-blandinger er dog væsentligt mindre toksiske end dioxinerne (3).

Adskillige langtids-fodringsforsøg med kommercielle PCB har vist, at blandinger med høj chloreringsgrad (60%) kan inducere leverkræft i mus og rotter. Den laveste dosis, som er testet, 25 ppm i foder (svarende til ca. 0,5 mg/kg legemsvægt/dag), gav anledning til neoplastiske forandringer i leveren, mens 100-1000 ppm gav levertumorer. Effekten anses for at være en kræftpromoterende virkning, og der formodes at eksistere en tærskelværdi. De epidemiologiske studier, som foreligger, er ikke gode nok til at afgøre, om PCB har kræftfremkaldende effekt i mennesker (3).

Den immuntoksiske potens af forskellige PCB-congenere synes at afhænge af evnen til at binde Ah-receptoren, dvs. kun de dioxinlignende PCB har signifikante immuntoksiske effekter (3).

Reproduktionseffekter i form af nedsat fertilitet, aborter og dødfødte unger er set i en række abeforsøg med PCB. Disse effekter er blevet observeret, når moderdyrene har været fodret med Aroclor 1248 gennem længere tid (op til 18 måneder) med 100 µg/kg legemsvægt/dag. Med Aroclor 1016 (PCB med lavere chloreringsgrad) dosering i 7 måneder sås nedsat fødselsvægt hos unger efter 40 µg/kg legemsvægt/dag, mens 10 µg/kg legemsvægt/dag var uden effekt. Repro-duktionseffekter er også set i mus og rotter (3).

Adfærdsmæssige forstyrrelser, både hyperaktivitet og hypoaktivitet og ændret indlæringsevne, er blevet rapporteret i mus, rotter og aber efter udsættelse for PCB-blandinger, både præ- og postnatalt (3,50). Af undersøgelserne fremgår det, at udsættelsen for PCB i den følsomme fostertilstand (in utero) har væsentlig større betydning for de adfærdsmæssige forstyrrelser end udsættelsen for de langt højere doser med modermælken (51).

Et enkelt nyt studie i Rhesusaber har specifikt undersøgt betydningen af udsættelse for PCB med modermælken. Nyfødte abeunger blev doseret dagligt i 20 uger med 7,5 µg/kg legemsvægt af en PCB-blanding, som angives for 80%'s vedkommende at svare til indholdet i canadisk modermælk. 3 år efter havde de eksponerede aber ikke problemer med at klare opgaver, som krævede umiddelbar reaktion på visuelle (form, farve) og rumlige stimuli, mens opgaver, hvor der var indlagt kortere eller længere pauser, inden svar skulle gives, blev klaret dårligere (52).

Med hensyn til påvirkning af ungernes adfærd og indlæringsevne ser det ud til, at PCB og dioxiner påvirker nervesystemets udvikling i fosterperioden på forskellig måde. Ikke-dioxinlignende PCB og de kommercielle PCB-blandinger tenderer til først at medføre hyperaktivitet, som senere vendes til hypoaktivitet og nedsat indlæringsevne hos ungerne, mens dioxiner og dioxin-lignende PCB giver hyper-aktivitet, som senere forsvinder, og i nogle undersøgelser er der endog set tendens til forbedret indlæringsevne. Der er ikke noget helt klart mønster, da doseringstidspunkter og observationsperioder har varieret i de forskellige undersøgelser. Overordnet peger de dyreeksperimentelle undersøgelser på, at der kan være tale om modsat rettede effekter på ungernes udvikling (42,53).

Dyreforsøg og in vitro undersøgelser viser, at PCB kan påvirke dannelse og/eller optagelse af transmittersubstanser, fx dopamin og serotonin, og den cellulære calcium-homeostase i centralnervesystemet. Det er primært de ortho-substi-tuerede ikke-coplanare PCB (dvs. ikke dioxinlignende), der har denne effekt, og PCB med få chloratomer er mere potente end PCB med mange chloratomer (42,54-56). I abeforsøgene var det overvejende di-ortho-substituerede hexa- og heptachlorerede congenere, der kunne påvises i hjernevæv (54).

Lighedspunkterne mellem de coplanare PCB og dioxinerne i kemisk struktur og i toksikologiske og biologiske effekter indikerer, at de har samme virkningsmåde, via Ah-receptoren. De mest aktive PCB-congenere er 3,3',4,4',5-penta- og 3,3',4,4',5,5'-hexachlorobiphenyl (PCB 126 og PCB 169) (57). For de resterende PCB, som ikke har affinitet til Ah-receptoren, er virkningsmekanismerne langt mindre kendte, ligesom eventuelle toksiske effekter er ufuldstændigt belyste. Nogle af disse congenere spiller formentlig en rolle for den tumorpromoterende effekt og de adfærdsmæssige forstyrrelser, som visse PCB-blandinger kan inducere i forsøgsdyr.

B.2.3 Undersøgelser i mennesker

Der foreligger enkelte epidemiologiske undersøgelser, hvor betydningen af gravide kvinders kropsbelastning med PCB og/eller dioxiner for barnets udvikling er blevet undersøgt. De vigtigste omtales i det følgende:

Michigan undersøgelserne. Total-PCB.

242 gravide kvinder, som regelmæssigt havde spist forurenede fisk fra Michigan-søen (i gennemsnit 18 g om dagen i 16 år; PCB-indhold i fiskene estimeret til 6,5 mg/kg), indgik i undersøgelsen ved dens start først i 1980'erne (71 kontroller). Der sås en signifikant sammenhæng mellem fiskeindtagelsen og PCB-indhold i serum og modermælk. Der sås også en sammenhæng mellem moderens fiske-indtag og kortere graviditetsperiode og lavere fødselsvægt. Et højt fiskeindtag hos moderen forudsagde abnorme, svagere reflekser, nedsat respons på stimuli, ukoordinerede bevægelser, større humørsvingninger og større frygtsomhed hos de nyfødte (Brazelton Neonatal Assessment Scale). Efter 7 måneder blev i alt 123 børn undersøgt, og der rapporteredes om en sammenhæng mellem både højt fiskekonsum hos moderen og højt PCB-indhold i navlestrengsblod og dårligere visuel genkendelsesevne hos barnet (Fagan's Test of Visual Recognition). Efter 4 år blev 236 børn undersøgt, og det blev rapporteret, at de 11% af børnene, hvis mødre havde PCB-koncentrationer større end 1,25 mg/kg fedt i navlestrengsblod eller modermælk, havde lavere score i verbale test og visuel hukommelsestest (McCarthy Scales of Children's Abilities). Senest er det rapporteret, at disse effekter stadig kan konstateres i 11-års alderen hos de højest eksponerede børn. I undersøgelsen konkluderes, at effekterne primært skyldes in utero påvirkningen frem for påvirkningen via modermælken (3,58,59).

Disse undersøgelser er dog blevet kritiseret på grund af en række metodologiske og epidemiologiske mangler. Det er således stadig ikke endeligt afklaret, om den effekt, der er rapporteret, rent faktisk skyldes fiskekonsum, PCB-belastning, andre forureninger eller helt andre forhold, såsom sociale/økonomiske forhold.

Ud fra oplysningerne om kvindernes fiskeforbrug og PCB-indholdet i de forurenede fisk er den gennemsnitlige daglige indtagelse over en periode på 16 år blevet estimeret til 117 µg/dag per person. På graviditetstidspunktet er den gennemsnitlige indtagelse blevet estimeret til 54 µg/dag per person (lavere end gennemsnittet over perioden på grund af markant faldende forurening af Michigan-søen). Ved at anvende en usikkerhedsfaktor på 10 er en såkaldt referencedosis for PCB på 5,4 µg/dag per person blevet foreslået. Det er blevet anført, at det ved sammenlignende undersøgelser af serum er vist, at den analysemetode for total-PCB, der blev anvendt i undersøgelserne i begyndelsen af 1980'erne, giver ca. 3 gange lavere værdier end de metoder, der anvendes i dag (60).

North Carolina undersøgelsen. Sum-PCB.

I en undersøgelse fra North Carolina (859 mødre), hvor PCB-niveauerne i modermælk generelt var lavere end i Michigan-mødrene, sås ingen sammenhæng mellem PCB-påvirkning in utero og lavere fødselsvægt. Derimod fandtes en sammenhæng mellem høj in utero eksponering for PCB og svagere muskeltonus og aktivitet hos de nyfødte (Brazelton Neonatal Assessment Scale). Ved opfølgning efter 6, 12, 18 og 24 måneder sås lavere psykomotorisk score efter høj in utero ekponering for PCB, mens den mentale udvikling ikke var påvirket (Bayley Scales of Infant Development; ligner standard IQ test). Ved testning i 3-5 års alderen (McCarthy Scales of Children's Abilities) sås der ingen sammenhænge til PCB-påvirkning in utero eller PCB-indhold i modermælk. Et NOAEL er angivet til 3,4 mg PCB/kg fedt i modermælken (60-62).

Hollandske undersøgelser. Dioxiner og dioxinlignende PCB.

I en hollandsk undersøgelse, som involverede 418 mødre (modermælk fra 210 mødre), sås en svag sammenhæng mellem in utero eksponering for "dioxin" (udtrykt som TCDD toksicitetsækvivalenter, TEQ, af dioxiner og dioxinlignende PCB) og lavere fødselsvægt. I nyfødte sås ingen sammenhæng mellem mødrenes serum-PCB niveau og neurologisk udvikling, mens høj TEQ i modermælk gav anledning til lavere end optimal neurologisk score og øget forekomst af hypotoni. Der sås en koncentrationsafhængig positiv sammenhæng mellem TEQ i modermælk og spædbørnenes (0,5 og 3 måneder) plasma-thyroidea-stimulerende hormon (TSH), ligesom de børn, der var eksponeret for PCDD/PCDF TEQ niveauer over gennemsnittet på 30,2 pg/g fedt, havde lavere T₄ niveau end dem, der var eksponeret for niveauer lavere end gennemsnittet. Der sås ingen sammenhæng mellem TEQ og visuel genkendelsesevne (Fagan's Test of Visual Recognition) ved 3 måneders alderen. Ved 7 måneders alderen havde de børn, som diede, bedre score end dem, der fik modermælkserstatning. Ved opfølgningen efter 3 måneder sås lavere psykomotorisk score efter høj in utero ekponering for TEQ, mens den mentale udvikling ikke var påvirket (Bayley Scales of Infant Development; ligner standard IQ test). Efter 7 og 18 måneder sås ingen effekter på den mentale og psykomotoriske udvikling, mens høj TEQ viste sammenhæng med lavere end optimal neurologisk score og øget forekomst af hypotoni. Alle parametre angives at være inden for normalområdet og uden klinisk signifikans (63-67).

I undersøgelsen blev der også rapporteret om en korrelation mellem højere TEQ og lavere fødselsvægt. En tilsvarende observation er rapporteret fra Sverige for børn født af fiskerkoner med højt indtag af fisk fra Østersøen (68). I modsætning hertil viste en undersøgelse af børn født af 1112 kvinder i Wisconsin, USA, at indtagelse af fisk fra de store søer og PCB-eksponering var positivt korreleret med børnenes fødselsvægt (69).

I en anden hollandsk undersøgelse blev 38 nyfødte inddelt i en højt (højere end gennemsnittet) og lavt (lavere end gennemsnittet) in utero TEQ-eksponeret gruppe på basis af mødrenes TEQ-indhold i modermælken (gennemsnit: 28,1 pg PCDD/PCDF TEQ/g fedt). Statistisk signifikant højere serum-TSH og højere T₄ blev målt i gruppen med høj eksponering 11 uger efter fødslen. Ved undersøgelser efter ½ år blev der ikke konstateret forskelle i de to gruppers neurologiske udvikling. Efter 2-2,5 år sås der ingen forskelle i den psykomotoriske udvikling (Bayley test) af børnene og i en række andre parametre, herunder TSH og T₄ i serum. Gruppen med høj in utero TEQ-eksponering var neuromotorisk bedre udviklet end gruppen med lav TEQ eksponering (70-71).

Indhold af TEQ og PCB i modermælk i disse undersøgelser fremgår af Tabel 2 .

Færøerne. Dioxiner og PCB.

I undersøgelsen fra Færøerne, hvor Grandjean et al. (72) undersøgte indflydelsen af eksponering for kviksølv i fostertilstanden på børnenes udvikling, blev der hos godt 400 børn også undersøgt for indflydelse af PCB. Det angives, at der ikke sås nogen sikker sammenhæng mellem PCB i navlesnor og børnenes udvikling. Ud fra undersøgelser af indhold i grindekød og spæk og modermælk fra færøske kvinder ser det ud til, at niveauerne af PCB er væsentligt højere i færøske kvinder end i danske kvinder, mens niveauet af dioxiner kun er en smule højere (se Tabel 2).

B.2.4 Risikovurderinger af dioxiner

De nordiske lande, andre europæiske lande, Canada og WHO har sidst i 1980'erne og først i 1990'erne fastsat tolerable daglige indtagelser (TDI) af TCDD for mennesker på niveauer mellem 1 og 10 pg TCDD/kg legemsvægt. Ved disse vurderinger er der anvendt usikkerhedsfaktorer på mellem 100 og 1000 ud fra et "no observed adverse effect level" (NOAEL) på 1 ng/kg legemsvægt/dag i langtidsundersøgelsen foretaget af Kociba (73) og 3-generationsreproduk-tionundersøgelsen af Murray et al. (36) i rotter.

WHO foreslog i 1991 en TDI for TCDD på 10 pg/kg legemsvægt (5). Ved denne vurdering blev det estimeret, at dersom et menneske dagligt i 70 år indtog ca. 100 pg TCDD/kg legemsvægt, ville leverkoncentrationen svare til den koncentration på 540 ppt, som blev fundet i rotter efter indtagelse af 1 ng/kg legemsvægt/dag gennem 2 år, og som ikke medførte kræft (NOAEL).

I den nordiske dioxin-risikovurdering fra 1988 blev det anbefalet at anvende "toksicitets-ækvivalent-faktorer" (TEF) som udtryk for de andre dioxiners toksicitet i forhold til TCDD (37). Omtrent samtidig førte et internationalt arbejde til fastsættelse af "International Toxicity Equivalency Factors" (I-TEF) (74), hvis anvendelse blev anbefalet af WHO i 1991 (5) (se Tabel 1). I vurderingerne medtages kun de dioxiner, som opkoncentreres i fødekæderne og forekommer i levnedsmidler, humant fedt og modermælk. WHO har i 1997 revurderet TEF for dioxiner og dioxinlignende PCB (75). WHO anbefaler, at disse nye WHO-TEFs anvendes ved fremtidige vurderinger. Ved at multiplicere TEF-værdien for de enkelte congenere med de tilsvarende koncentrationer, der er fundet i fx modermælk, og efterfølgende opsummere de enkelte bidrag, beregnes blandingens såkaldte TEQ (TCDD toksicitets-ækvivalent-koncentration) som udtryk for den samlede dioxin-toksicitet.

Basis for TEF-konceptet er, at dioxinerne virker på ensartet måde via Ah-receptoren. Da der kun er tilstrækkelige oplysninger om langtidsvirkningerne af TCDD og en blanding af to HxCDD, har det været nødvendigt at inddrage relevante oplysninger fra andre undersøgelser, fx akutte og subkroniske forsøg, reproduktionsforsøg og undersøgelser af biokemiske effekter, især binding til Ah-receptoren og enzyminduktion. Anvendelsen af TEFs på blandinger af dioxiner forudsætter, at den samlede virkning er additiv. De fleste undersøgelser viser, at det er tilfældet (75).

WHO foretog i april 1998 en revurdering af TDI for dioxinerne og fastsatte en tolerabel daglig indtagelse på 1-4 picogram TEQ per kg legemsvægt, hvor 4 pg/kg/dag skal opfattes som tolerabelt på en midlertidig basis, mens der arbejdes på at nedbringe indtagelsen til under 1 pg/kg/dag. De mest følsomme, kritiske effekter i forsøgsdyr fandtes dels at være påvirkning af udviklingen af centralnervesystemet, immunsystemet og kønsorganerne hos forsøgsdyr, hvis mødre havde været doseret med TCDD, dels udvikling af endometriose i hunaber doseret med TCDD gennem 4 år. Mange undersøgelser har vist, at det ikke er den daglige indtagelse af dioxiner, der har betydning for toksiciteten, men i stedet den koncentration, der efter en vis tid opnås i kroppens målorganer. Dette gælder generelt for de fleste stoffer, som opkoncentreres i kroppen. For dioxinerne er det vist, at den totale kropsbelastning (body burden) er det mest velegnede mål til at udtrykke "dosis" med. Kropsbelastningen i de forsøgsdyr, hvor ovennævnte følsomme effekter blev set, er målt til mellem 28 og 73 ng TCDD/kg. Det er relativt simpelt at udregne den daglige indtagelse af TCDD, der skal til for at opnå en tilsvarende kropsbelastning (i ligevægt - steady-state) i mennesker, nemlig fra 14 pg/kg legemsvægt/dag til 37 pg/kg legemsvægt/dag i mere end 30 år (halveringstiden for TCDD er mere end 7 år, og der kræves 4-5 halveringtider til at opnå steady-state). Ud fra disse overvejelser fastsatte WHO TDI som et interval på 1-4 pg TEQ/kg legemsvægt/dag under anvendelse af en usikkerhedsfaktor på 10. WHO gør opmærksom på, at TDI ikke må opfattes som en faregrænse, og at overskridelse af TDI gennem kortere perioder (måneder til år) ikke har sundhedsmæssige konsekvenser, når blot den gennemsnitlige indtagelse over lang tid ikke overskrider TDI (7). Begrebet tolerabel daglig eller ugentlig indtagelse relaterer sig til livslang indtagelse og kan således ikke direkte anvendes ved risikovurderingen, når det gælder spædbørns indtagelse af dioxiner med modermælk.

WHO noterede sig, at den nuværende baggrundsindtagelse (2-6 pg TEQ/kg legemsvægt/dag) og kropsbelastning (4-12 ng TEQ/kg legemsvægt) af dioxiner og dioxin-lignende PCB ikke ligger særligt langt under de niveauer, hvor der kan forventes at optræde effekter.

B.2.5 Risikovurderinger af PCB

I 1992 blev der foretaget en nordisk risikovurdering af PCB-eksponering (3). Risikovurderingen blev forsøgt ad to veje:

Vurdering af udsættelse for enkelte PCB-congenere. Denne vurdering er kun mulig for de congenere, som virker på samme måde som dioxinerne. Med baggrund i den antagelse, at disse PCB virker via Ah-receptoren, var det muligt at opstille tentative TEF for disse (3). Den sundhedsmæssige vurdering kan på denne måde relateres til 2,3,7,8-TCDD. TEF for dioxinlignende PCB blev foreslået af WHO i 1994 (76) og er blevet revurderet af WHO i 1997 (75) (se Tabel 1).

Vurdering af udsættelse for blandinger af PCB. På grund af manglede dosis-respons data er det ikke muligt at fastsætte et nul-effekt-niveau (NOAEL) for den kræftfremkaldende virkning, der er iagttaget i dyreforsøg med PCB. Aroclor 1254 har givet moderat, men signifikant effekt på visse immunparametre i Rhesus aber. Effekten sås efter indgift af 5 µg/kg legemsvægt/dag, svarende til en PCB-koncentration i fuldblod på 10 µg/L. Det er uafklaret, om påvirkning af disse immun-parametre har nogen betydning for funktionen af immunsystemet.

Hyper- og hypoaktivitet og nedsat kognitiv indlæringsevne er iagttaget hos abeunger, som har været eksponeret for PCB in utero og gennem modermælken. Den laveste dosis (Aroclor 1248), som har været undersøgt, og som medførte hyperaktivitet, er beregnet at svare til 6 µg/kg legemsvægt/dag. Disse undersøgelser har været kritiseret fra mange sider. De er således alle foretaget i det samme laboratorium, men understøttes af resultater fra andres undersøgelser i mus og rotter.

Lignende adfærdsmæssige forstyrrelser er rapporteret i børn, hvis mødre blev eksponeret for PCB gennem indtagelse af kontamineret fisk. Effekterne, der sås i børnene, var små, og undersøgelserne muliggør ikke nogen endelig konklusion om, hvorvidt de skyldes PCB eller andre, måske oversete faktorer.

Med baggrund i effekten på visuel genkendelseshukommelse i 7 måneders alderen set i Michigan-undersøgelsen estimerede Tilson et al. (50) et NOAEL på 3 µg PCB/L navlestrengsblod, svarende til omkring 1 mg PCB/kg fedt. Omregnet til daglig indtagelse af PCB blev foreslået et NOAEL for adfærdsmæssige effekter på 0,093 µg/kg legemsvægt/dag. Der er tale om en meget konservativ beregning af indtagelsen, og ATSDR (77) har i en korrigeret beregning taget hensyn til, at PCB også udskilles fra kroppen og når derved frem til et NOAEL på 0,33 µg/kg legemsvægt/dag. Dersom indtagelsen beregnes ud fra viden om koncentrationerne af PCB i fisk fra Lake Michigan og mødrenes gennemsnitlige årlige indtagelse af disse fisk, nås frem til en daglig indtagelse af 0,9 µg PCB/kg legemsvægt (3).

Dette kan sammenlignes med en beregnet PCB-indtagelse på 0,16 µg/kg legemsvægt/dag, dersom al fisk, der spises, er sild eller laks fra Østersøen (78).

B.3 Kviksølv

Optagelsen af kviksølvforbindelser efter indtagelse med kosten varierer fra ca. 5% for uorganisk kviksølv til næsten 100% for methylkviksølv. Efter optagelsen fordeles kviksølv i hele organismen. Dyreforsøg viser de højeste koncentrationer i nyrerne efterfulgt af leveren. Methylkviksølv fordeles mere ensartet i kroppen end andre kviksølvforbindelser og passerer let blodhjernebarrieren og placenta. Hos mennesker er der ved forgiftningstilfælde fundet 6 gange højere koncentration i hjernen end i blodet. Indholdet i navlestrengsblod er noget højere end i moderens blod. Forholdet mellem niveauerne i blod og hår angives til omkring 1:250, men med store individuelle variationer (79).

Methylkviksølv omdannes langsomt til uorganisk kviksølv i kroppen. Kviksølv udskilles langsomt fra organismen. Den biologiske halveringstid af methylkviksølv i kroppen ud fra koncentrationen i blod og hår angives til ca. 45 dage. Halveringstiden er lavere i ammende kvinder (ca. 40 dage). Undersøgelser antyder, at kviksølv, der er akkumuleret i hjernen, udskilles endnu langsommere, og at halveringstiden kan være flere år. Omkring 90% af den totale udskillelse fra mennesker sker via fæces. Udskillelse sker også med modermælk, som angives at have en koncentration svarende til 5% af moderens blodkoncentration. Udskillelse i håret har vist sig at være en anvendelig metode til belysning af eksponering for methylkviksølv. Ved ligevægt (steady-state) anføres, at en indtagelse af methylkviksølv på 1 µg/kg legemsvægt/dag forventes at svare til en total kropsbelastning på 7 mg, blodkoncentration på 70 ppb (µg/L) og hårkoncentration på 17,5 ppm (µg/g) (79).

Methylkviksølv er fostertoksisk i gnavere og aber, teratogent i mus og påvirker adfærd i rotte- og abeunger eksponeret in utero (mødrene doseret med 50-70 µg/kg/dag før og under graviditeten). Centralnervesystemet er det kritiske organ ved langtidseksponering for kviksølv. Effekten på voksne adskiller sig både kvalitativt og kvantitativt fra de effekter, der ses hos børn eksponeret før fødslen og muligvis tidligt efter fødslen, og epidemiologiske og kliniske undersøgelser viser, at fosteret er langt mere følsomt end det voksne individ.

Hos voksne er hæmning af proteinsyntesen en af de første effekter, der kan måles biokemisk i hjernen, og methylkviksølv kan også reagere direkte med receptorer i nervesystemet. WHO har anført, at 0,48 µg/kg/dag ikke vil resultere i effekter hos voksne, mens langtidseksponering med 3-7 µg/kg/dag (svarende til koncentrationer på 50-125 µg/g i hår) vil kunne give en 5% forøgelse i forekomsten af symptomer fra nervesystemet (paræstesi).

Ved prænatal eksponering er effekten af methylkviksølv af langt mere gennemgribende natur, idet den normale udvikling af neuronerne påvirkes, hvilket kan føre til ændringer i hjernens opbygning, der ses som markante histologiske ændringer. Effekter på indlæring og adfærd ses i forsøgsdyr med langt lavere eksponeringsniveauer af methylkviksølv end af andre kviksølvforbindelser. I forbindelse med en forgiftningsulykke i Irak er forsinket psykomotorisk udvikling blevet set ved relativt lave koncentrationer i moderens hår. Ekstrapolation af de irakiske data indikerer, at forekomsten af nogle af disse effekter (forsinket motorisk udvikling) var højere end baggrundsfrekvensen ved koncentrationer på 10-20 µg/g i moderens hår. Et gennemsnit for forskellige modelberegninger foretaget af den amerikanske miljøstyrelse (US EPA) vedrørende forgiftningsulykken er fundet til 11 µg/g i moderens hår. Tilsvarende forsinkelser i den neurologiske udvikling er set i flere andre studier med tilsvarende koncentrationer i mødrenes hår.

WHO fastsatte allerede i 1976 en provisorisk tolerabel ugentlig indtagelse (PTWI) for total-kviksølv på 300 µg per person (5 µg/kg legemsvægt) for voksne og en PTWI for methylkviksølv på 200 µg per person (3,3 µg/kg legemsvægt) (80,81). I denne PTWI var der inkluderet en usikkerhedsfaktor på 6-10 for voksne. På grund af effekter på børn (i fosterstadiet og lige efter fødsel) har WHO i senere vurderinger gjort opmærksom på, at der ikke er nogen sikkerhed indbygget for gravide og kvinder, som ammer deres børn (79,82,83).

WHO (82) konkluderede, at ved koncentrationer over 70 µg/g methylkviksølv i moderens hår under graviditeten var der mere end 30% risiko for abnorme neurologiske symptomer og forsinket udvikling hos barnet, mens en forsigtig vurdering pegede på, at koncentrationer på 10-20 µg/g i moderens hår under graviditeten udgjorde 5% risiko for disse effekter. WHO nævner den store usikkerhed i denne vurdering og anfører, at det ikke kan udelukkes, at effekter på adfærd og indlæringsevne, som kun kan måles i psykologiske og adfærdsmæssige test, kan forekomme hos børn født af mødre med lavere koncentrationer af methylkviksølv i håret.

WHO har udsat en endelig revision af methylkviksølv til 2001.

US EPA har for nylig fastsat en RfD for methylkviksølv på 0,1 µg/kg legemsvægt/dag, svarende til 1,1 µg/g hår, med det formål også at beskytte den gravide og hendes foster (84).

I en stor undersøgelse på Seychellerne undersøges sammenhængen mellem fostrets eksponering for methylkviksølv via moderens fiskekonsum (målt som indhold af methylkviksølv i håret) og barnet udvikling. En initial pilotundersøgelse af 1-25 måneder gamle børn indikerede, at methylkviksølv måske påvirkede personlig/social udvikling, motorik og sprog (DDST-R test), men der sås ikke neurologiske symptomer. Der var meget få abnorme scores, og når der sås bort fra tvivlsomme scores, var der ingen effekt. En undergruppe af børnene blev undersøgt efter 66 måneder, og der sås en negativ sammenhæng mellem methylkviksølv og intellektuel og sproglig funktionsevne. Alle sammenhænge med undtagelse af auditiv opfattelsesevne forsvandt dog, når 3 outliers blev udelukket. Indholdet af methylkviksølv i mødrenes hår var i gennemsnit henholdsvis 6,6 og 7,1 µg/g. I hovedundersøgelsen, som omfatter et væsentligt udvidet batteri af undersøgelsesmetoder, er børnene indtil nu blevet undersøgt efter 6, 19, 29 og 66 måneder. Kviksølvindholdet i mødrenes hår under graviditeten var i gennemsnit 5,9 µg/g (0,5-26,7 µg/g). Der er ikke set sammenhæng mellem methylkviksølv og den mentale og fysiske udvikling af børnene med undtagelse af en svag, men signifikant negativ sammenhæng mellem methylkviksølv og aktivitetsniveauet i drenge. Forfatterne anfører, at undersøgelsen ikke bekræfter WHO's skøn om, at et niveau på 10-20 µg/g i moderens hår vil medføre 5% risiko for effekt på den psykomotoriske udvikling (85-88).

Grandjean et al. (72) undersøgte 917 færøske børn i 7-års alderen for sammenhæng mellem methylkviksølvindhold i navlestrengsblod og mødrenes hår ved fødslen og børnenes adfærds- og indlæringsmæssige udvikling. Detaljerede kliniske undersøgelser og neurofysiologiske test viste ingen sikker effekt, hvorimod adskillige neuropsykologiske parametre viste en negativ sammenhæng med kviksølv-koncentrationen, mest udtalt omkring sprog, opmærksomhed og hukommelse og i mindre grad vedrørende visuelle-rumlige og motoriske funktioner. Sammenhængen var stadig til stede, selv om de 15% af børnene, hvis mødre havde hårkoncentrationer større end 10 µg/g, blev udeladt. Forfatterne anfører, at selv om testresultaterne for de højst eksponerede børn generelt lå inden for niveauet set hos de resterende børn, peger den statistiske analyse på, at en fordobling af kviksølveksponeringen måske kan medføre en 2 måneders forsinkelse i udviklingen af adskillige af funktionerne. Det gennemsnitlige kviksølvindhold i mødrenes hår var 4,3 µg/g.

Denne undersøgelse er ikke nødvendigvis i modstrid med resultaterne fra Seychellerne, idet der ved undersøgelsen af de 7-årige børn på Færøerne blev benyttet avancerede metoder. Meyers et al. (87) peger også på, at eksponeringskilderne, nemlig grindekød versus dybhavsfisk, kan være en signifikant forskel mellem de to studier.

B.4 Selen

Selen angives at nedsætte toksiciteten af en række metaller, såsom kviksølv, cadmium, bly, sølv, kobber og arsen (89).

Kornprodukter, kød, mælkeprodukter, æg og fisk er hovedkilderne til menneskers indtagelse af selen. Selen forekommer i forskellige former (specier), fx selen, selenit, selenat og selenomethionin. Selenomethionin menes at være den vigtigste selenforbindelse i fødevarer, selvom den nuværende viden om selenspeciering er begrænset.

Den daglige indtagelse af selen i Danmark er skønnet til 56 ± 28 µg (90).

Selen er et essentielt spormineral for mennesker. Selen spiller en vigtig rolle i organismen ved at indgå i proteiner og enzymer, som opfanger og uskadeliggør reaktive iltforbindelser. Selenmangel menes at være en faktor i udvikling af en kardiomyopati (degenerative forandringer i hjertemuskulaturen), som ses i Keshan-regionen i Kina, hvor indtagelsen af selen er ekstremt lav. Sygdommen rammer personer med selenkoncentrationer i blodet lavere end 10 µg/L, især småbørn og gravide kvinder. Sygdommen, som ofte har dødelig udgang, er karakteriseret ved områder af døde celler og bindevævsdannelse i hjertemuskulaturen, uden forandringer i koronararterierne. Selenmangel (lavt indhold i blodet) er også blevet kædet sammen med en række andre lidelser, f.eks. alkoholbetinget levercirrhose, gigtsygdomme, cystisk fibrose og andre degenerative sygdomme. Ud fra undersøgelser fra Kina anses menneskers minimale behov for selen at være 15-20 µg/dag. I Danmark anbefales en daglig indtagelse af 50 µg selen for voksne (90).

Vandopløselige selenforbindelser absorberes godt fra mavetarmkanalen hos mennesker og forsøgsdyr. Selenforbindelserne fordeles hurtigt til de fleste organer. De højeste koncentrationer findes i lever, nyrer, milt og testikler. Både uorganiske og organiske selenforbindelser passerer placenta og udskilles også i modermælken. Hovedparten af selen udskilles dog med urin og faeces (89).

Høje, daglige doser på 27-31 mg selen har givet akutte symptomer på forgiftning, såsom hovedpine, omtågethed, kvalme, diarré, mavesmerter, rystelser, kramper og opkastninger. Hårtab, knogleskørhed og irritabilitet er også beskrevet. Lang tids indtagelse af høje doser har også medført følelsesløshed og lammelser. Tab af hår og negle, misfarvning af huden, udvikling af dårlige tænder og symptomer fra centralnervesystemet er rapporteret hos personer med urinkoncentrationer mellem 200 og 1980 µg selen/L. Med baggrund i undersøgelser af ca. 400 personer fra Kina, som boede i et område med høj forekomst af selen, angives NOAEL for symptomer på selenforgiftning at være 0,85 mg selen per dag og LOAEL at være 1,26 mg selen per dag. De tilsvarende koncentrationer i fuldblod angives til 1,0 og 1,35 mg/L. Der er ikke fundet sammenhæng mellem eksponering for selen og øget kræftrisiko. Tværtimod synes eksponering for selen inden for visse, lavere dosisområder at have en hæmmende effekt på udviklingen af forskellige kræftformer (90).

I dyreforsøg (rotter) har 0,2 mg/kg legemsvægt/dag medført, at knoglerne blev mere bløde. Doser højere end 2,5 mg/kg legemsvægt/dag gav tydelige tegn på forgiftninger, mens 10 mg/kg legemsvægt/dag medførte dødsfald i løbet af en månedstid. Effekter på reproduktionen er kun set efter doser, som er toksiske for moderdyrene. Et NOAEL på 0,34 mg/kg legemsvægt/dag for påvirkning af reproduktionsevnen er rapporteret i mus, mens 0,17 mg/kg legemsvægt/dag er angivet som NOAEL for effekter på fostrets udvikling. Andre undersøgelser har dog ikke kunnet bekræfte en effekt på fosterudviklingen (89).

Der er modstridende oplysninger om selenforbindelsernes genotoksicitet. Mens høje koncentrationer af natriumselenit, og i visse undersøgelser også natriumselenat, har vist en række genotoksiske effekter i cellekulturer, har lavere koncentrationer vist en beskyttende effekt mod skader på arveanlæggene (89).

En række dyreforsøg har ikke demonstreret kræftfremkaldende effekter af selen. Tværtimod har selenberigelse af foderet til forsøgdyr, som behandles med kræftfremkaldende stoffer, i mange undersøgelser hæmmet udviklingen af en række kræftformer (89).

Tabel 1. TEF (dioxin-toksicitets-ækvivalent-faktorer).

WHO har i 1997 foreslået reviderede TEF-værdier for dioxiner og dioxinlignende PCB. I forhold til ovenstående blev TEF for 1,2,3,7,8-PeCDD sat til 1 og TEF for OCDD og OCDF til 0,0001. TEF for PCB 77 (3,3',4,4') og PCB 81 (3,4,4',5) blev sat til 0,0001. Det blev ikke fundet berettiget at tildele TEF-værdier til di-ortho PCB (75).

Tabel 2. Gennemsnitlige indhold af PCDD/PCDF og PCB i modermælk hos forskellige befolkningsgrupper.

¹ pg TEQ/g fedt.
² Mono-ortho-dioxinlignende PCB i parentes.
³ Mono-ortho dioxinlignende PCB ikke medtaget, da indhold ikke er oplyst i alle undersøgelser.
⁴ mg/kg fedt.
⁵ I mange nyere undersøgelser er total-PCB erstattet med "sum-PCB", som i dette tilfælde er summen af 6 udvalgte markør-PCB (PCB 28, 52, 01,138, 153 og 180). Antallet kan variere fra undersøgelse til undersøgelse. Total-PCB er typisk 50-100% højere end sum-PCB.
⁶ Nærværende undersøgelse.
⁷ (91).
⁸ (70).
⁹ Børnenes udvikling undersøgt.
¹⁰ (63).
¹¹ Fisk 0-1 gang om ugen; grindekød 1-2 gange om måneden (92).
¹² Fisk 1-4 gange om ugen; grindekød mindst 2 gange om måneden (92).
¹³ Prøver af fedtvæv; både kvinder og mænd, alder 68 år i gennemsnit (93,94).

Referencer

1. Sundhedsstyrelsen. Forurening af modermælk med visse chlorerede pesticider og PCB. København: Sundhedsstyrelsen; 1983. Hygiejne-meddelelser: 3, bind I (rapport) og II (bilag).
2. Sundhedsstyrelsen. Dioxiner i modermælk. Modermælks indhold i 1986 af dioxiner, furaner, PCB og visse chlorerede pesticider. København: Sundhedsstyrelsen, Levnedsmiddelstyrelsen og Miljøstyrelsen; 1987. Hygiejnemeddelelser: 7.
3. Ahlborg UG, Hanberg A, Kenne K. Risk assessment of polychlorinated bi-phenyls (PCBs). Copenhagen: Nordic Council of Ministers; 1992. Nord 1992:26.
4. WHO. PCBs, PCDDs and PCDFs in breast milk: Assessment of health risks. Copenhagen: WHO; 1988. Environmental Health 29.
5. WHO. Consultation on tolerable daily intake from food of PCDDs and PCDFs. Summary report. Bilthoven, the Netherlands: WHO; 1991. 4-7 December 1990, EUR/IPC/PCS 030(S) 1991.
6. Brouwer A, Ahlborg UG, van Leeuwen FXR, et al. Report of the WHO working group on the assessment of health risks for human infants from exposure to PCDDs, PCDFs, and PCBs. Chemosphere 1998;37:1627-43.
7. van Leeuwen FXR, Feeley M, Schrenk D, et al. Dioxins: WHO's tolerable intake (TDI) revisited. Accepteret til publikation i Chemosphere.
8. IPCS. Hexachlorobenzene. Geneva: WHO; 1998. Environmental Health Criteria 195.
9. IRIS. Hexachlorobenzene. USA: US Environmental Protection Agency; 1998. US EPA Integrated Risk Information System. Silverplatter 3.11 CD-ROM system (through August 1998). Silverplatter International, N.V., USA 1998.
10. WHO. Lindane. I: Pesticide residues in food - 1997. Evaluations 1997, Part II - Toxicological and Environmental. Geneva: WHO; 1998. IPCS, WHO/PCS/98.6.
11. FAO. Lindane. I: Pesticide residues in food: 1989 evaluations. Part II - Toxicology. Rome: FAO; 1990. FAO Plant Production and Protection Paper 100/2.
12. IPCS. Lindane. Geneva: WHO; 1991. Environmental Health Criteria124.
13. ATSDR. Toxicological Profile for alpha-, beta-, gamma- and delta-hexachlorocyclohexane (Update). Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health & Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry; September 1997.
14. Sircar S, Lahiri P. Lindane (g-HCH) causes reproductive failure and fetotoxicity in mice. Toxicology 1989;59:171-7.
15. Laws SC, Carey SA, Hart DW, et al. Lindane does not alter the estrogen receptor or the estrogen-dependent induction of progesterone receptors in sexually immature or ovariectomized adult rats. Toxicology 1994;92:127-42.
16. Dalsenter PR, Faqi AS, Webb J, et al. Reproductive toxicity and tissue concentrations of lindane in adult male rats. Hum Exp Toxicol 1996;15: 406-10.
17. Dalsenter PR, Faqi AS, Chahoud I. Serum testosterone and sexual behavior in rats after prenatal exposure to lindane. Bull Environ Contam Toxicol 1997;59:360-6.
18. IPCS. Alpha- and beta-hexachlorocyclohexanes. Geneva: WHO; 1992. Environmental Health Criteria 123.
19. WHO. Heptachlor and heptachlorepoxide. I: Pesticide residues in food 1991. Evaluations. Part II - Toxicology. Geneva: WHO; 1992. IPCS, WHO/PCS/92.52.
20. IRIS. Heptachlor. USA: US Environmental Protection Agency; 1998. US EPA Integrated Risk Information System. Silverplatter 3.11 CD-ROM system (through August 1998). Silverplatter International, N.V., USA 1998.
21. IRIS. Dieldrin. USA: US Environmental Protection Agency; 1998. US EPA Integrated Risk Information System. Silverplatter 3.11 CD-ROM system (through August 1998). Silverplatter International, N.V., USA 1998.
22. IPCS. Aldrin and dieldrin. Geneva: WHO; 1989. Environmental Health Criteria 91.
23. Wade MG, Desaulniers D, Leingartner K, et al. Interactions between endosulfan and dieldrin on estrogen-mediated processes in vitro and in vivo. Reprod Toxicol 1997;11(6):791-8.
24. Høyer AP, Grandjean P, Jørgensen T, et al. Organochlorine exposure and risk of breast cancer. Lancet 1998;352:1816-20.
25. IRIS. DDT, DDE, DDD. USA: US Environmental Protection Agency; 1998. US EPA Integrated Risk Information System. Silverplatter 3.11 CD-ROM system (through August 1998). Silverplatter International, N.V., USA 1998.
26. FAO. DDT. I: Pesticide residues in food: 1984 evaluations. Rome: FAO; 1985. FAO Plant Production and Protection Paper 67.
27. Hoffman W. Organochlorine compounds: Risk of non-Hodgkin's lymphoma and breast cancer? Arch Environ Health 1996;51:189-92.
28. Kelce WR, Stone CR, Laws SC, et al. Persistent DDT metabolite, p,p'-DDE is a potent androgen receptor agonist. Nature 1995;375:581-5.
29. ATSDR. Toxicological profile for 4,4'-DDT, 4,4'-DDE, 4,4'-DDD (draft). Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health & Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry; October 1992.
30. Eriksson P, Nilsson-Hakansson L, Nordberg A, et al. Neonatal exposure to DDT and its fatty acid conjugate: Effects on cholinergic and behavioral variables in the adult mouse. Neurotoxicology 1991;11:345-54.
31. Poiger H, Schlatter C. Pharmacokinetics of 2,3,7,8-TCDD in man. Chemosphere 1986;15:1489-94.
32. van den Berg M, DeJongh J, Poiger H, et al. The toxicokinetics and metabolism of polychlorinated dibenzo-p-dioxins (PCDDs) and dibenzo-furans (PCDFs), and their relevance for toxicity. CRC Crit Rev Toxicol 1994;24:1-74.
33. IARC. Polychlorinated dibenzo-para-dioxins and polychlorinated dibenzo-furans. Lyon; France: IARC; 1997. IARC monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans, Vol. 69.
34. Weber H, Birnbaum LS. 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD) and 2,3,7,8-tetrachlorodibenzofuran in pregnant C57BL/6N mice: distribution to the embryo and excretion. Arch Toxicol 1985; 57: 159-62.
35. Gasiewitz TA. Dioxins and the Ah receptor: Probes to uncover processes in neuroendocrine development. Neurotoxicol 1997;18(2):393-414.
36. Murray FJ, Smith FA, Nitschke KD, et al. Three-generation reproduction study of rats given 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD) in the diet. Toxicol Appl Pharmacol 1979;50:241-52.
37. Ahlborg UG, Håkansson H, Wærn F, et al. Nordisk dioxinriskbedömning. Rapport från en nordisk expertgrupp. København: Nordisk Ministerråd; 1988. Nord 1988:49. Miljørapport 1988:7
38. Peterson RE, Theobald HM, Kimmel GL. Developmental and reproductive toxicity of dioxins and related compounds: Cross-species comparisons. Crit Rev Toxicol 1993;23(3):283-335.
39. Gray LE, Kelce WR, Monosson E, et al. Exposure to TCDD during development permanently alters reproductive function in male Long Evans rats and hamsters: reduced ejaculated and epididymal sperm numbers and sex accessory gland weights in offspring with normal androgenic status. Toxicol Appl Pharmacol 1995;131(1):108-18.
40. Theobald HM, Peterson RE. In utero and lactational exposure to 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin: effects on development of the male and female reproductive system of the mouse. Toxicol Appl Pharmacol 1997;145:124-35.
41. DeVito MJ, Thomas T, Martin E, et al. Antiestrogenic action of 2,3,7,8- tetrachlorodibenzo-p-dioxin: Tissue-specific regulation of estrogen receptor in CD1 mice. Toxicol Appl Pharmacol 1992;113:284-92.
42. Seegal RF. Epidemiological and laboratory evidence of PCB-induced neurotoxicity. CRC Crit Rev Toxicol 1996;26(6):709-37.
43. IPCS. Polychlorinated biphenyls and terphenyls (second edition). Geneva: WHO; 1993. Environmental Health Criteria 140.
44. Brouwer A, Klasson-Wehler E, Bokdam M, et al. Competitive inhibition of thyroxin binding to transthyretin by monohydroxy metabolites of 3,4,3',4'-tetrachlorobiphenyl. Chemosphere 1990;20:1257-62.
45. Brouwer A, van den Berg M. Binding of a metabolite of 3,4,3',4'-tetrachlorobiphenyl to transthyretin reduces serum vitamin A transport by inhibiting the formation of the protein complex carrying both retinol and transthyretin. Toxicol Appl Pharmacol 1986;85:301-12.
46. Kramer VJ, Helferich WG, Bergman Å, et al. Hydroxylated polychlorinated biphenyl metabolites are anti-estrogenic in a stably transfected human breast adenocarcinoma (MCF7) cell line. Toxicol Appl Pharmacol, 1997; 144:363-76.
47. Moore M, Mustain M, Daniel K, et al. Antiestrogenic activity of hydroxylated polychlorinated biphenyl congeners identified in human serum. Toxicol Appl Pharmacol 1997;142:160-8.
48. Connor K, Ramamoorthy K, Moore M, et al. Hydroxylated polychlorinated biphenyls (PCBs) as estrogens and antiestrogens: structure-activity relationships. Toxicol Appl Pharmacol 1997;145:111-23.
49. Fielden MR, Chen I, Chittim B, et al. Examination of the estrogenicity of 2,4,6,2',6'-pentachlorobiphenyl (PCB 104), its hydroxylated metabolite 2,4,6,2',6'-pentachloro-4-biphenylol (HO-PCB 104), and a further chlorinated derivative, 2,4,6,2',4',6'-hexachlorobiphenyl (PCB 155). Environ Health Perspect 1997;105(11):1238-48.
50. Tilson HA, Jacobson JL , Rogan WJ. Polychlorinated biphenyls and the developing nervous system: Crossspecies comparisons. Neurotoxicol Teratol 1990;12:239-48.
51. Lilienthal H, Winneke G. Sensitive periods for behavioral toxicity of polychlorinated biphenyls: Determination by crossfostering in rats. Fundam Appl Toxicol 1991;17:368-75.
52. Rice DC, Hayward S. Effects of postnatal exposure to a PCB mixture in monkeys on nonspatial discrimination reversal and delayed alternation performance. Neurotoxicology 1997;18(2):479-94.
53. Schantz SL, Seo B.-W, Wong PW, et al. Long-term effect of developmental exposure to 2,2´,3,5´,6-pentachlorobiphenyl (PCB 95) on locomotor activity, spatial learning and memory and brain ryanodine binding. Neurotoxicology 1997;18(2):457-68.
54. Shain W, Bush B, Seegal R. Neurotoxicity of polychlorinated biphenyls: Structure-activity relationship of individual congeners. Toxicol Appl Pharma-col 1991;111:33-42.
55. Morse DC, Seegal RF, Borsch KO, et al. Long-term alterations in regional brain serotonin metabolism following maternal polychlorinated biphenyl exposure in the rat. Neurotoxicology 1996;17(3-4):631-8.
56. Kodavanti PRS, Tilson HA. Structure-activity relationships of potentially neurotoxic PCB congeners in the rat. Neurotoxicology 1997;18(2):425-42.
57. Safe S. Polychlorinated biphenyls (PCBs), dibenzo-p-dioxins (PCDDs), dibenzofurans (PCDFs), and related compounds: Environmental and mechanistic considerations which support the development of toxic equivalency factors. CRC Crit Rev Toxicol 1990;21:51-88.
58. Swain WR. Effects of organochlorine chemicals on the reproductive outcome of humans who consumed contaminated Great Lakes fish: An epidemiologic consideration. J Toxicol Environ Health 1991;33:587-639.
59. Jacobsen JL, Jacobsen SW. Evidence for PCBs as neurodevelopmental toxicants in humans. Neurotoxicology 1997;18(2):415-24.
60. Wicklund Glynn A, Darnerud PO, Anderson Ö, et al. Revised fish consump- tion advisory regarding PCBs and dioxins. Uppsala: Livsmedelsverket; 1996. Rapport 4/96.
61. Gladen BC, Rogan WJ, Hardy P, et al. Development after exposure to polychlorinated biphenyls and dichlorodiphenyl dichloroethene trans-placentally and through human milk. J Pediatrics 1988;113:991-5.
62. Gladen BC, Rogan WJ. Effects of perinatal polychlorinated biphenyls and dichlorodiphenyl dichloroethene on later development. J Pediatrics 1991; 119:58-63.
63. Koopmann-Esseboom C, Huisman M, Weisglas-Kuperus N, et al. Dioxin and PCB levels in blood and human milk in relation to living areas in the Netherlands. Chemosphere 1994;29:2327-38.
64. Koopmann-Esseboom C, Morse DC, Weisglas-Kuperus N, et al. Effects of dioxins and polychlorinated biphenyls on thyroid hormone status of pregnant women and their infants. Pediatr Res 1994;36(4):468-73.
65. Koopmann-Esseboom C, Huisman M, Weisglas-Kuperus N, et al. PCB and dioxin levels in plasma and human milk of 418 Dutch women and their infants. Predictive value of PCB congener levels in maternal plasma for fetal and infants' exposure to PCBs and dioxins. Chemosphere 1994;28(9): 1721-31.
66. Koopmann-Esseboom C, Weisglas-Kuperus N, de Ridder MAJ, et al. Effects of polychlorinated biphenyl/dioxin exposure and feeding type on infants' mental and psychomotor development. Pediatrics 1996;97(5):700-6.
67. Huisman M, Koopmann-Esseboom C, Lanting CI, et al. Neurological condi- tions in 18-month-old children perinatally exposed to polychlorinated biphenyls and dioxins. Early Hum Develop 1995;43(2):165-76.
68. Rylander L, Stromberg U, Hagmar L. Decreased birth weight among infants born to women with a high dietary intake of fish contaminated with persistent organochlorine compounds. Scand J Work Environ Health 1995; 21(5):368-75.
69. Dar E, Kanarek MS, Anderson HA, et al. Fish consumption and reproductive outcomes in Green-Bay Wisconsin. Environ Res 1992;59(1):189-201.
70. Pluim HJ, Koppe JG, Olie K. Effects of dioxins and furans on thyroid hormone regulation in the human newborn. Chemosphere 1993;27(1-3): 391-4.
71. Ilsen A, Briet JM, Koppe JG, et al. Signs of enhanced neuromotor maturation in children due to perinatal load with background levels of dioxins. Follow-up until age of 2 years and 7 months. Chemosphere 1996; 33(7): 1317-26.
72. Grandjean P, Weihe P, White RF, et al. Cognitive deficit in 7-year-old children with prenatal exposure to methylmercury. Neurotoxicol Teratol 1997;19(6):417-28.
73. Kociba RJ, Keyes DG, Beyer JE, et al. Results of a two year chronic toxicity and oncogenicity study of 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD) in rats. Toxicol Appl Pharmacol 1978;46:279-303.
74. NATO/CCMS. International toxicity equivalency factors (I-TEF) method of risk assessments for complex mixtures of dioxins and related compounds. Bruxelles: North Atlantic Treaty Organization, Committee on the Challenges of Modern Society; 1988. Report no. 176.
75. van den Berg M, Birnbaum L, Bosveld BTC, et al. Toxic Equivalency Factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for humans and wildlife. Environ Health Perspect 1998;106:775-92.
76. Ahlborg UG, Becking GC, Birnbaum LS, et al. Toxic equivalency factors for dioxin-like PCBs. Report on a WHO-ECEH and ICPS consultation, December 1993. Chemosphere 1994;28:1049-67.
77. ATSDR. Toxicological Profile for Polychlorinated Biphenyls (Update). Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health & Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry; September 1997.
78. Levnedsmiddelstyrelsen. Overvågningssystem for levnedsmidler 1988-1992. Søborg; Levnedsmiddelstyrelsen; 1995. Publikation nr. 232.
79. WHO. Methylmercury. Geneva: WHO; 1989. Toxicological evaluation of certain food additives and contaminants. WHO Food Additives Series 24.
80. IPCS. Mercury. Geneva: WHO; 1976. Environmental Health Criteria 1.
81. WHO. Mercury. Geneva: WHO; 1978. Summary of toxicological data of certain food additives and contaminants. WHO Food Additives Series 13.
82. IPCS. Methylmercury. Geneva: WHO; 1990. Environmental Health Criteria 101.
83. IPCS. Inorganic mercury. Geneva: WHO; 1991. Environmental Health Criteria118.
84. Environmental Protection Agency. Mercury study report to Congress. Washington, D.C.: EPA;1997.
85. Meyers GJ, Marsh DO, Davidson PW, et al. Main neurodevelopmental study of Seychellois children following in utero exposure to methylmercury from a maternal fish diet: Outcome at six months. Neurotoxicology 1995;16:653-64.
86. Meyers GJ, Davidson PW, Shamlaye CF, et al. Effects of prenatal methylmercury exposure from a high fish diet on developmental milestones in the Seychelles Child Developmental Study. Neurotoxicology 1997;18: 819-30.
87. Meyers GJ, Davidson PW, Shamlaye CF. A review of methylmercury and child development. Neurotoxicology 1998;19:313-28.
88. Davidson PW, Meyers GJ, Cox C, et al. Effects of prenatal and postnatal methylmercury exposure from fish consumption on neurodevelopment: outcomes at 66 months of age in the Seychelles Child Development Study. JAMA 1998;280:701-7.
89. ATSDR. Toxicological profile for selenium. Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health & Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry; 1989. ATSDR/TP-89-21.
90. Alexander J, Melzer HM. Selenium. I: Oskarsson A, ed. Risk evaluation of essential trace elements - essentiality versus toxic levels of intake. København: Nordisk Ministerråd; 1995: 15-65. Nord 1995:18.
91. Liem AKD, Theelen RMC. Dioxins: Chemical analysis, exposure and risk assessment. Bilthoven, The Netherlands: RIVM; 1997. Ph.D. thesis.
92. Grandjean P, Weihe P, Needham LL, et al. Relation of a seafood diet to mercury, selenium, arsenic, and PCBs and other organochlorines in human milk. Environ Res 1995;71:29-38.
93. Dewailly E, Hansen JC, Pedersen HS, et al. Concentrations of PCBs in various tissues from autopsies in Greenland. Organohalogen Compounds 1995;26:175-80.
94. Ryan JJ, Dewailly E, Ayotte P, et al. Inuit Greenland exposure to dioxinlike compounds. Organohalogen Compounds 1996;30:247-50.

Bilag C. Analysemetoder

C.1 Analysemetode til bestemmelse af chlorholdige pesticider og total-PCB i modermælk

Ved Gudrun Hilbert.

Analyselaboratorium: Fødevaredirektoratet, Institut for Fødevareundersøgelser og Ernæring.

Følgende chlorholdige pesticider og nedbrydningsprodukter blev bestemt i modermælksprøverne: Hexachlorbenzen (HCB), hexachlorcyclohexan (ß-HCH), lindan (g-HCH), heptachlorepoxid (cis), dieldrin, p,p'-DDE og p,p'-DDT samt total-PCB.

Figur C.1 viser et flowdiagram af analysemetoden. Fedtekstraktionen er baseret på metoden beskrevet i (1). Oprensnings- og separationsmetoden er baseret på metoder beskrevet i (2) og (3).

Ekstraktion

30 mL modermælk blev blandet med 12,5 mL 8% kaliumoxalat-opløsning og 50 mL ethanol i en skilletragt og ekstraheret med 25 mL diethylether og 25 mL n-pentan. Vandfasen blev rystet to gange med 25 mL diethylether:n-pentan (1:1). De kombinerede organiske faser blev vasket med en 2% natriumchlorid-opløsning, tørret gennem vandfri natriumsulfat og inddampet til nogle få mL. Inddampningsresten blev overført til et tareret vejeglas. Efter lufttørring ved rumtemperatur og efterfølgende tørring til konstant vægt ved 70°C blev fedtindholdet bestemt.

Oprensning og separation

Florisil blev standardiseret ved aktivering i 18 timer ved 450°C efterfulgt af deaktivering med 4% vand. En glaskolonne (16 x 500 mm) blev pakket med et stykke vat og 25 g standardiseret Florisil. 0,3 g modermælk-fedt (opløst i pentan) blev sat på kolonnen, som blev elueret med 175 mL dichlormethan/pentan (1:4). Paraffinolie blev tilsat som keeper, og eluatet blev inddampet til ca. 1 mL og overført til en silica-kolonne.

Silica blev standardiseret ved opvarmning til 120°C i 12 timer. En glaskolonne (8 x 500 mm) blev pakket med et stykke vat, 7 g standardiseret silica og nogle få cm vandfri natriumsulfat. Den første fraktion, som indeholder PCB, HCB og p,p'-DDE, blev elueret med 80 mL pentan. Den anden fraktion, som indeholder resten af de chlorerede pesticider, blev elueret med 100 mL diethylether/pentan (1:9). Paraffinolie blev tilsat som keeper. Eluaterne blev forsigtigt inddampet til tørhed og genopløst i isooctan.

Gaschromatografisk bestemmelse

Total-PCB blev bestemt ved GC-ECD på en Packard 427 GC med en pakket kolonne (0,8% DC200/3,2% QF₁ på Chrom W.-AW DMCS 80-100 mesh; 230 cm, 2 mm i.d.). Injektor- og detektor-temperaturerne var 210°C henholdsvis 300°C. Ovntemperaturen var 170°C (isotherm), og bærergassen var N₂med et flow på 20 mL/minut. Aroclor 1260 (en teknisk blanding af PCB) blev brugt som kvantificeringsstandard.

De chlorholdige pesticider blev bestemt ved HRGC-ECD på en HP 6890 GC med to parallelle kolonner: CP-SIL5 CB (Chrompack, 50 m, 0,25 mm i.d., 0,25 µm filmtykkelse) og CP-Sil Select (Chrompack, 50 m, 0,25 mm i.d., 0,25 µm filmtykkelse). 2,4-dichlorbenzylhexylether (DCBE D₆) blev brugt som sprøjtestandard. Der blev injiceret 2 µL, splitless. Injektortemperatur og -tryk var 250°C henholdsvis 108 kPa. Detektortemperaturen var 300°C. Ovnen var programmeret således: 90°C i 2 minutter, 20°C/minut til 170°C med et 7,5 minutters hold, 3°C/minut til 280°C. Tophøjde blev brugt til kvantificering sammen med en lineær kalibreringskurve. Detaljer og dokumentation af analysemetoden er beskrevet i (4).

Kvalitetssikring

Test for reagensblind og genfindelsesforsøg blev udført regelmæssigt. I reagensblindene var kun ubetydelige mængder af de undersøgte stoffer. Middelgenfindelsesprocenten for de forskellige stoffer blev bestemt til mellem 74% og 109%.

En intern referenceprøve blev analyseret med i hver analyseserie. Spredningen på en enkeltbestemmelse af de forskellige pesticider blev estimeret til mellem 7% og 24% ud fra 17 gentagne analyser af den interne referenceprøve. For total-PCB blev spredningen estimeret til 10%.

Detektionsgrænsen blev for pesticiderne fastsat til tre gange støjen på basislinjen. Detektionsgrænserne for de enkelte pesticider blev estimeret til 1 ng/g fedt for HCB, 2 ng/g fedt for lindan, heptachlor-epoxid (cis) og p,p'-DDE, 3 ng/g fedt for dieldrin og 6 ng/g fedt for ß-HCH. Detektionsgrænsen for total-PCB blev estimeret til 100 ng/g fedt.

Analytiske problemer

På grund af problemer med omdannelse af p,p'-DDT til p,p'-DDD i injektoren på gaschromatografen bliver ingen resultater for p,p'-DDT opgivet.

Referencer

1. Official methods of analysis. AOAC. 1984. Metode 29.012.
2. Stijve T, Cardinale E. Rapid determination of chlorinated pesticides, polychlorinated biphenyls and a number of phosphated insecticides in fatty foods. Mitt Lebensmittelunters Hyg 1974;65:131-50.
3. Collins GB, Holmes DC, Jackson FJ. The estimation of polychlorobiphenyls. J Chromatogr 1972;71:443-9.
4. Analysemetode FC024.1, Veterinær- og Fødevaredirektoratet.

Figur C.1. Flowdiagram over analysemetoden anvendt til bestemmelse af chlorholdige pesticider og total-PCB i modermælk.

/Figuren viser analysemetoden med følgende trin: separation af fedtfasen, fjernelse af fedtet og opdeling af prøven i to fraktioner. /

C.2 Analysemetode til bestemmelse af PCB-congenere i modermælk

Ved Tommy Cederberg.

Analyselaboratorium: Fødevaredirektoratet, Institut for Fødevareundersøgelser og Ernæring.

De congener-specifikke bestemmelser af PCB i modermælksprøverne blev foretaget ved en fedtekstraktion af prøverne og en efterfølgende oprensning, hvor mono- og di-ortho PCB blev separeret i én fraktion og non-ortho PCB i en anden. Begge fraktioner blev analyseret ved hjælp af gaschromatografi med højtopløsende massespektometrisk detektion. Kvantifikationen blev udført ved isotopfortynding med ¹³C-mærkede PCB-congenere. Følgende mono- og di-ortho PCB-congenere blev bestemt: PCB 28, 52, 101, 105, 118, 138, 153, 156, 157, 167, 170, 180, 189 samt non-ortho PCB-congenerne PCB 77, 126 og 169.

Figur C.2 viser et flowdiagram af analysemetoden, som er beskrevet i detaljer i (1). Fedtekstraktionen er baseret på metoden beskrevet i (2), oprensning og separation er modificeret ud fra metoden beskrevet i (3).

Ekstraktion

Ca. 100 mL modermælk blev i en skilletragt blandet med 25 mL 8% kaliumoxalat og 100 mL ethanol. Hertil blev der tilsat ¹³C-isotopmærkede PCB 28, 77, 118, 126, 169 og 180.

Blandingen blev ekstraheret med 50 mL diethylether og 50 mL n-pentan og den organiske fase skilt fra. Vandfasen blev to gange rystet med 25 mL diethylether og 25 mL n-pentan. De kombinerede organiske faser blev vasket én gang med 500 mL vand og 30 mL 20% natriumchloridopløsning og to gange med 100 mL 2% natriumchloridopløsning. Den organiske fase blev tørret gennem vandfrit natriumsulfat og inddampet til tørhed.

Efter opløsning i 100 mL n-pentan blev 10 mL udtaget og brugt til gravimetrisk fedtbestemmelse.

Oprensning og separation

De resterende 90 mL fedtekstrakt blev inddampet til lille volumen og overført med tre gange 15 mL n-pentan til en glaskolonne pakket med en tot glasuld, 15 g 44% svovlsyreimprægneret silica, 12 g 22% svovlsyreimprægneret silica, 8 g aktiveret silica og øverst 8 g vandfrit natriumsulfat. Der blev elueret med 150 mL n-pentan. Eluatet blev reduceret til ca. 10 mL, tilsat 10 mL n-hexan og yderligere reduceret til ca. 1 mL. Dette eluat blev overført med 5 mL n-hexan til en 10 mL engangspipette pakket med en tot glasuld, 1,5 g deaktiveret Florisil (6% w/w), 0,35 g aktiveret silica og et 1 cm lag vandfrit natriumsulfat. Kolonnen blev elueret med yderligere 50 mL n-hexan og det opsamlede eluat reduceret til ca. 1 mL.

Separationen af non-ortho PCB fra mono- og di-ortho PCB blev foretaget på en kolonne bestående af 1,35 g Carbopak C og Celite 545 (50% w/w). Kolonnerne blev forelueret med 20 mL toluen, 20 mL methylenchlorid/methanol (2:1) og 20 mL n-hexan. Fraktion 1, indeholdende mono- og di-ortho PCB, blev elueret med 25 mL n-hexan. Efter eluering med 15 mL methylenchlorid blev fraktion 2, indeholdende non-ortho PCB, elueret med 15 mL toluen.

Fraktion 1 blev inddampet til lille volumen med isooctan som keeper og overført til en vial indeholdende 1 mL isooctan med sprøjtestandarden ¹³C-PCB 105. Fraktion 2 blev ligeledes inddampet til lille volumen og overført med isooctan til en vial indeholdende 20 µL dodecan med sprøjtestandarden ¹³C-PCB 105.

Analytisk bestemmelse

Analyserne blev foretaget ved hjælp af gaschromatografi med højtopløsende massespektrometrisk detektion. Instrumentet var et Micromass AutoSpec ultima med en Fisons serie 9000 gaschromatograf. Kapillarkolonnen var en BPX5 (5% phenyl polysiphenylene-siloxane, 25 m, 0,22 mm i.d., 0,25 µm filmtykkelse) fra SGE. Bæregas var helium ved 10,5 psi. Før analyserne blev det undersøgt, om denne kolonnetype var i stand til at separere de aktuelle PCB-forbindelser. Dette skete ved at monitere for interferens fra højere chlorerede PCB-congenere og ved at sammenligne resultater fra analyse på en DB1701 kolonne. Massespektrometret blev opereret i SIR-mode (selected ion recording) med lockmasse og med følgende parametre: elektronimpakt (EI) ved en resolution på 10.000, elektronenergi 38 eV, accelerationsspænding 8.000 V, trap-strøm 650 µA, ionkildetemperatur 260°C, ms-interface 270°C og 280°C.

Mono- og di-ortho PCB: On-column injektion, 1 µL injiceret, forkolonne uncoated og deaktiveret (2,5 m, 0,53 mm i.d.). Temperaturprogrammeringen af GC ovnen: 80°C i 2 minutter, 20°C/minut til 180°C, 3°C/minut til 290°C. Detektionen foregik i tre funktioner med monitering af to ionfragmenter i chlorisotopklusteret ved molekylmassen for hver chloreringsgrad. Det samme var tilfældet for de ¹³C-isotopmærkede interne standarder og for sprøjtestandarden. Funktion 1: 3Cl og 4Cl (m/z: 255,9614; 257,9584; 268,0016; 269,9986; 289,9224; 291,9195). Funktion 2: 5Cl og 6Cl (m/z: 323,8834; 325,8804; 335,9236; 337,9206; 359,8415; 361,8385). Funktion 3: 6Cl og 7Cl (m/z: 359,8415; 361,8385; 393,8025; 395,7995; 405,8428; 407,8398).

Non-ortho PCB: Splitless injektion ved 280°C, 1 µL injiceret, splitventil lukket 1 minut. Temperaturprogrammeringen af GC ovnen: 170°C i 1 minut, 6°C/minut til 290°C. Detektionen foregik i tre funktioner med monitering af to ionfragmenter i chlorisotopklusteret ved molekylmassen for hver chloreringsgrad. Det samme var tilfældet for de ¹³C-isotopmærkede interne standarder og for sprøjtestandarden. Funktion 1: 4Cl (m/z: 289,9224; 291,9195; 301,9626; 303,9597). Funktion 2: 5Cl (m/z: 323,8834; 325,8804; 335,9236; 337,9206). Funktion 3: 6Cl (m/z: 357,8444; 359,8415; 369,8847; 371,8818).

Positiv identifikation skete på baggrund af retentionstid, korrekt isotopforhold mellem ³⁵Cl og ³⁷Cl (15% tolerance i forhold til standarderne) og signal/støj-forhold større end 3. Der blev benyttet firepunkts lineære kalibreringskurver.

Kvalitetssikring

Hver analyseserie bestod af en reagensblind, 2 kvalitetskontrolprøver og 3 prøver. Kvalitetskontrolprøven var en stor poolprøve af modermælk.

Da alle prøver blev spiked med ¹³C-mærket PCB-congenere, var der for hver prøve kontrol med genfindingen. For mono- og di-ortho PCB var middel-genfindingen mellem 88% og 101%, for non-ortho PCB 60%. Kvantifikationen blev udført i forhold til de ¹³C-mærkede standarder, så der blev automatisk korrigeret for genfinding.

Spredningen på en enkeltbestemmelse af de enkelte PCB-congenere blev for kvalitetskontrolprøven bestemt til mellem 2,8% og 7,3% (n=28). Detektionsgrænsen blev beregnet ved anvendelse af tre gange støjen på basislinjen til 0,1 ng/g fedt for mono- og di-ortho PCB og 0,15 pg/g fedt for non-ortho PCB.

Pga. forhøjet baggrund blev det besluttet ikke at opgive resultater for PCB 77. Det har ingen betydning for beregning af TEQ, da PCB 77 har en meget lav TEF-værdi.

Som et led i kvalitetssikringen af analysemetoden deltog laboratoriet i WHO´s 4. interkalibrering af PCB og dioxiner i modermælk og blodplasma.

Referencer

1. Analysemetode FC037.1, Veterinær- og Fødevaredirektoratet.
2. Official methods of analysis AOAC. 1984. Metode 29.012.
3. Storr-Hansen E, Cederberg T. Determination of coplanar polychlorinated biphenyl (CB) congeners in seal tissues by chromatography on acticve carbon, dual-column high resolution GC/ECD and high resolution GC/high resolution MS. Chemosphere 1992; 24:1181-96.

Figur C.2. Flowdiagram over analysemetoden anvendt til bestemmelse af PCB-congenere i modermælk.

/Figuren viser analysemetoden med følgende trin: separation af fedtfasen, fjernelse af fedtet, isolering af PCB fra interferende forbindelser og adskillelse af non-ortho PCB fra andre PCB-congenere./

C.3 Analysemetode til bestemmelse af dioxin og PCB i modermælk

Ved J.A. Marsman, A.C. den Boer, R.S. den Hartog, G.H. Stil, G.S. Groenemeijer, W.C. Hijman, S.H.M.A. Linders, A.K.D. Liem and A.P.J.M. de Jong.

Analyselaboratorium: Laboratory of Organic-Analytical Chemistry, National Institute of Public Health and Environmental Protection (RIVM), P.O.Box 1, NL-3720 BA Bilthoven, Holland.

Principle

Analyses have been performed by using standard operation procedures for extraction, clean-up and analysis with gas chromatography with electron capture detection for PCBs with IUPAC nos. 28, 52, 101, 138, 153, 180, 60, 74, 105, 118, 156, 157, 167 and 189 and analysis with gas chromatography and high resolution mass spectrometry for the determination of the seventeen 2,3,7,8-chlorine substituted PCDDs and PCDFs and the non-ortho PCBs with IUPAC nos. 77, 126 and 169.

Sample material

In the framework of the Dutch study, individual samples of 100 mL each were collected by help of maternity centers located throughout the Netherlands.

Extraction

Mixtures of ¹³C₁₂-labelled compounds were added prior to extraction, at levels in the same order of magnitude of those expected for the compounds to be analysed. The mixture included sixteen PCDDs and PCDFs (¹³C₁₂-OCDF was excluded) and three non-ortho planar PCBs (77, 126 and 169).

All samples were completely extracted. Extraction was performed by addition of sodium oxalate and methanol and subsequent extractions with diethyl ether and light petroleum, respectively. The fat content was determined by accurate weighing of the resulting fat after evaporation of the fat extract to dryness.

Clean-up

An aliquot of the fat extract was processed through an automated normal phase silica LC column for separation of the PCB fraction from fat and other interfering compounds. Prior to GC analysis, the final extract was fortified with a mixture containing PCBs with IUPAC nos. 29, 72, 143, 155 and 207 as injection standards.

The remaining fat extract was cleaned by use of activated carbon (Carbosphere) and subsequent purification of separate fractions containing the PCDD/Fs and non-ortho PCBs, respectively, on alumina. The final extracts were dissolved into a toluene solution containing ¹³C₆-1,2,3,4-TCDD and PCB 80 as injection standards for PCDD/F and PCB analysis, respectively.

Analysis

Identification and quantification of PCBs with GC-ECD is performed on a Hewlett Packard HP 5890 Series II gas chromatograph equipped with an autosampler and two 63Ni-ECD's. The system allowed simultaneous injection on two fused silica capillary columns with different stationary phases. For separation, a 50 m Pona (0.2 mm ID, film thickness 0.3 µm) and a 50 m Ultra 2 (0.2 mm ID, film thickness 0.33 µm) column were used. Identification was confirmed by using the corresponding retention times from separate runs of external standard mixtures and a S/N ratio >3. Quantification was done by using calibration curves obtained from GC analyses of external standard mixtures. Results were corrected for run-to-run fluctuations by using the injection standards added to both sample extracts and external standard mixtures, prior to GC-analysis. In prevalidation, recoveries were measured of standards of all PCBs added to cow's milk. These experiments showed reproducible quantitative recoveries of all PCBs of interest. Therefore, it was decided to use a 100% overall recovery figure in correcting the measured concentrations for losses during sample preparation. GC-MS analyses of PCDDs, PCDFs and non-ortho PCBs were performed on a FISONS VG Autospec mass spectrometer coupled to a Hewlett Packard HP 5890 Series II gas chromatograph. The GC separation was done on a 60 m DB-5 column, and the MS was operating in the selected ion monitoring mode at a resolution of 5000:1. Identification and quantification was performed by using the ¹³C₁₂-labelled compounds added to the sample prior to extraction. Positive identification was done by using criteria for retention time, intensity ratio of the ions monitored and a S/N-ratio for both ions >3.

QA/QC

In order to control the purity of glassware, reagents and solvents used during sample preparation, different blanks were analysed prior to analysis of a series of samples. In addition, quality control (QC) samples of cow's milk and human milk were incorporated in each series of samples. Quality control samples are aliquots of a large volume of cow's milk and human milk, respectively. If contamination is observed >1% of TEQ values in those samples or the level in the QC samples deviates more than 3 SD from the mean, then the samples must be reprocessed.

C.4 Analysemetode til bestemmelse af kviksølv i modermælk og blod

C.4.1 Kviksølv i modermælk

Ved Brita Lumbye Andersen og Poul Jørgen Jørgensen.

Analyselaboratorium: Odense Universitetshospital, Klinisk Kemisk Afdeling, Sporstoflaboratoriet.

The milk was stored at -20°C in 50 mL plastic tubes (Greiner, Kremsmünster, Austria).

To determine mercury concentration in the milk, we transferred 1000 µL heated (40°) accurately weighed sample with a pipette (Labsystem, Helsinki, Finland) and added 1000 µL H₂0 Milli-Q^TM (Millipore S.A. Molsheim, France) together with 3000 µL of 7 M ultrapure HNO³ (Merck, Damstadt, Germany) in a PTFE-lined digestion vessel (CEM, Indian Trail, North Carolina).

The closed vessel was heated for 20 minutes in a microwave oven (CEM 80) at 100% power. 500 µL H₂0₂ 30% (Merck) was added and the closed vessel heated 20 minutes at 40% power. The digest was transferred to a Minisorp tube (Nunc, Roskilde, Denmark) and kept closed until analysis within 48 hours.

A volume of 1000 µL of digested sample was transferred to a test tube (Sarstedt, Rommelsdorf, Nümbrecht, Germany), and 3000 µL of saturated KMnO₄ (Merck) in 3% H₂SO₄ (Merck) was added.

The tube was sealed with parafilm (American Can Company, Greenwich, Connecticut) and agitated before incubation in a 75°C water bath for 30 minutes. After cooling, we reduced excess KMnO₄ (Merck) by careful addition of 500 µL saturated HONH₃Cl (Merck). The solution was agitated carefully until clear. Each digested sample was prepared and analysed in duplicate. The mercury analysis was performed by flow-injection cold-vapor atomic absorbtion spectrometry (Perkin Elmer model 5100 with FIAS-200 and AS-90; Perkin Elmer, Norwalk, Connecticut). The mercury results were read against a standard curve prepared from mercury stock solution of 1g/L (Merck) by two times 100-fold dilution with 7 M HNO³ (Merck), until a 100 µg Hg/L solution was obtained. From this solution, a dilution to 10 µgHg/L was made, and from 10 µg Hg/L further dilutions to 2, 4 and 6 µg Hg/L were made. The standard curve was treated like the digested samples.

The detection limit for the dissolved sample was estimated to be 0,074 µg/L, i.e. three times the standard deviation of the blank. The total analytical imprecision was estimated to be 17,5 and 9,8% at mercury concentrations of 2,30 and 8,83 ng Hg/g respectively.

The accuracy of the mercury determination in human milk was ensured by using the certified reference material BCR150 and BCR63 (BCR, Brussels, Belgium) as quality control material; the mercury concentration averaged 8,83 ngHg/g (n=16) and 2,3 ngHg/g (n=11) compared to the assigned values of 9,4 ± 1,7 ngHg/g and 1,0 ± 0,4 ngHg/g.

C.4.2 Kviksølv i blod

Ved Chris Christensen og Poul Jørgen Jørgensen.

Analyselaboratorium: Odense Universitetshospital, Klinisk Kemisk Afdeling, Sporstoflaboratoriet.

The blood was stored in 10 mL Venoject tubes at -20^oC.

To determine mercury concentrations in the blood, we transferred 1000 µL sample with a pipette together with 3000 µL of 7 M HNO₃ (Merck, Darmstadt, Germany) in a PTFE-lined digestion vessel (CEM, Indian Trail, North Carolina).

The closed vessel was heated for 15 minutes in a microwave oven (CEM 80) at 100% power. The digest was transferred to a Minisorp Tube (Nunc, Roskilde, Denmark) and kept closed until analysis within 48 hours. As documented by Pineau et al. (1), storage of the digested sample for a maximum of 1 week does not cause any change in the mercury concentration.

A volume of 1000 µL digested sample was transferred to a test tube (Sarstedt, Nürnbrecht, Germany), and 3000 µL of saturated KMnO₄ (Merck) in 3% H₂SO₄ (Merck) was added.

The tubes were sealed with perforated parafilm (American Can Company, Greenwich, Connecticut) and agitated before incubation in a 75^oC warm water bath for 30 minutes. After cooling, we reduced excess potassium permanganate by careful addition of 500 µL HONH₃Cl (Merck). The solution was agitated carefully until clear. Each digested sample was prepared and analysed in duplicate. The mercury analyses were performed by flow-injection cold-vapor atomic absorption spectrometry (Perkin Elmer model 5100 with FIAS-200 and AS-90; Perkin Elmer, Norwalk, Connecticut). The mercury results were read against a standard curve prepared from a mercury stock solution of 1 g/L (Merck) by two times 100-fold dilution with 7 M HNO₃, until a 100 g Hg/L solution was obtained. From this standard solution a dilution to 10 µg Hg/L was made, and from 10 µg Hg/L further dilutions to 2, 4 and 6 µg Hg/L were made. The standard curve was treated like the digested samples.

The detection limit was estimated to be 0,12 µg Hg/L, i.e. three times the standard deviation of the blank. The total analytical imprecision (CV%) was estimated to be 10,9%, 3,1% and 3,6% at mercury concentrations of 1,9 µg Hg/L, 6,9 µg Hg/L and 12,0 µg Hg/L respectively (n=12).

The accuracy of the mercury determination in blood was ensured by using the Seronorm Trace Element (Batch 205052, 203056, 205053) (Nycomed Parma, Norway) as quality control material; the mercury concentration averaged (n=12) 1,9 µg Hg/L, 6,9 µg Hg/L and 12,0 µg Hg/L compared to the assigned values of 3 µg Hg/L, 9 µg Hg/L and 12 µg Hg/L.

Reference

1. Pineal A, Pinon M, Boiteau HL. Determination of total mercury in human hair samples by cold vapor atomic absorption spectrometry. J Anal Toxicol 1990;14:235-8.

C.5 Analysemetode til bestemmelse af selen i modermælk og blod

C.5.1 Selen i modermælk

Ved Brita Lumbye Andersen og Poul Jørgen Jørgensen.

Analyselaboratorium: Odense Universitetshospital, Klinisk Kemisk Afdeling, Sporstoflaboratoriet

The milk was stored at -20°C in 50 mL plastic tubes (Greiner, Kremsmuster, Austria).

To determine selenium concentration in the milk we transferred 1000 µL heated (40°C) accurately weighed sample with a pipette (Labsystem, Helsinki, Finland), together with 3000 µL of 7 M ultrapure HNO₃ (Merck, Damstadt, Germany), in a PTFE-lined digestion vessel (CEM, Indian Trail, North Carolina).

The closed vessel was heated for 20 minutes in a microwave oven (CEM 80) at 100% power. 500 µL H₂O₂ 30% (Merck) was added and the closed vessel heated 20 minutes at 40% power. The digest was transferred to a Minisorp tube (Nunc, Roskilde, Denmark) and kept closed until analysis within 48 hours.

Selenium in milk samples was determined by electrothermal atomic spectrometry with Zeeman background correction (PE 5100, HGA 600 and AS 60, Perkin Elmer, Norwalk, CT).

The milk samples were diluted 1:2 by a 45 g/L Ni(NO₃)₂6H₂O solution (Merck, Darmstadt, Germany) in 10 g/L Triton X-100 (Merck) in deionized water. 20 µL of the diluted sample were placed on the platform at the graphite tube.

Aching temperature was 1150°C, and atomizing temperature was 2350°C.

The milk selenium results were read in duplicate against a standard curve prepared from mercury stock solution at 1 g/L (Merck).

The total analytical imprecision (n=16) was estimated to be 10,3%, 5,0% and 7,8% at milk-Se levels of 18,4 ng/g , 53,2 ng/g and 202,0 ng/g, respectively.

The accuracy was ensured by using a not certified material BCR 150 (BCR, Brussels, Belgium) as quality control material; the selenium concentration averaged 202,0 ng/g (n=16) compared to the prescribed value of 127 ng/g.

Detection limit (three times the standard deviation at the blank (n=16)) was estimated to be 1,63 ng/g.

C.5.2 Selen i blod

Ved Poul Jørgen Jørgensen og Brita Lumbye Andersen.

Analyselaboratorium: Odense Universitetshospital, Klinisk Kemisk Afdeling, Klinisk Biokemi, Klinisk Genetik.

The blood was stored at -20°C until analysis.

Selenium in blood was determined by electrothermal atomic absorption spectrometry with Zeeman background correction (PE 4100 ZL and AS 70, Perkin Elmer, Norwalk, CT).

The blood samples were diluted 1:5 by a 1g/L Triton X-100 solution (Merck, Darmstadt, Germany); 10 µL of the diluted sample were placed on the platform of the graphite tube followed by 10 µL of matrix-modifying solution 3 g/L of Ni(NO ₃)₂6H₂O (Merck) and 0,1 g/L of Triton X-100 (Merck) in deionized water.

Aching temperature was 1300^oC and atomizing temperature 2200^oC.

The blood selenium results were read in duplicate against a blood-based standard curve with values specified by standard addition.

The total analytical imprecision (n=6) was estimated to be 4,1%, 1,1% and 1,9% at B-Se levels of 80, 145 and 197 µmol/L, respectively.

The accuracy was ensured by using Seronorm® Trace Element Batch 404107 (Nycomed, Oslo, Norway) as quality control material. The average selenium concentration of 6 determinations was 84,57 µg/L (assigned value, 80 µg/L).

Detection limit (three times the standard deviation of the blank) was estimated to be 12,1 µg/L.

Bilag D. Resultater i tabelform

D.1 Chlorholdige pesticider og total-PCB i modermælk

D.2 PCB-congenere i modermælk

D.3 Dioxin og PCB-congenere i modermælk

Koncentrationsangivelser pr. g fedt

D.4 Kviksølv i blod og modermælk