Indhold af dioxiner, PCB, visse chlorholdige pesticider, kvikslv og selen i modermlk hos danske kvinder 1993-94 Rapport om forurening i modermlk Overskrift niveau 1: Forord P grund af amningens positive betydning for barnets helbred og for forholdet mellem mor og barn anbefaler Sundhedsstyrelsen generelt kvinder at amme deres brn i mindst 4 - og gerne 6 - mneder. Det er dog velkendt, at modermlk kan indeholde forskellige miljfremmede stoffer. Sundhedsstyrelsen har ved tidligere undersgelser i henholdsvis 1982-83 og 1986-87 undersgt modermlks indhold heraf. En af konklusionerne p den sidste undersgelse var, at der var behov for at flge udviklingen af forureningsniveauerne for dioxiner, PCB og chlorholdige pesticider i mennesker. Som et led i denne opflgning blev der indsamlet modermlksprver i 1993-94 til brug for en ny undersgelse. De samlede resultater af denne undersgelse forel forret 1997. Delresultater har vret publiceret tidligere. Denne rapport sammenfatter og gennemgr samtlige resultater. Undersgelsen har vist, at forureningsniveauerne i modermlk generelt er faldende. P denne baggrund er det undersgelsens konklusion, at amning fortsat br stttes og fremmes. Sundhedsstyrelsen vil hermed takke alle de personer og institutioner, som har bidraget til undersgelsen, herunder i srlig grad de mdre, som har leveret mlkeprverne, og personalet ved de medvirkende fdeafdelinger. Sundhedsministeriets Miljmedicinske Forskningscenter (SMF) har medfinansieret undersgelsen med en bevilling p 1 mill. kroner. Sundhedsstyrelsen September 1999 Einar Krag Michael von Magnus Overskrift niveau 1: Ordliste/forkortelser -ADI: Acceptabel daglig indtagelse (for stoffer, som tillades anvendt i fdevareproduktionen) -ATSDR: Agency for Toxic Substances and Disease Registry, Atlanta, USA -congenere: Stoffer, der i struktur er nrt beslgtede (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 virkemde som dioxinerne (inddeles i non-ortho og mono-ortho congenere (coplanare congenere)) -EPA: Environmental Protection Agency (svarer til Miljstyrelsen) - HCB: Hexachlorbenzen -HCH: Hxachlorcyclohexan -JMPR: Joint FAO/WHO Meeting on Pesticide Residues: En ekspertgruppe under FAO/WHO, som mdes ca. n gang om ret for at vurdere pesticider, der anvendes ved fremstilling af fdevarer -LOAEL: Lowest observed adverse effect level, dvs. den laveste dosis, fundet ved eksperiment eller observation, som forrsager en negativ (adverse) ndring i morfologi, funktionel kapacitet, vkst, udvikling eller livslngde hos en organisme, som kan skelnes fra den normale (kontrol-)organisme under definerede eksponeringsbetingelser -g: 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 hjeste dosis, fundet ved eksperiment eller observation, som ikke forrsager en negativ (adverse) ndring i morfologi, funktionel kapacitet, vkst, udvikling eller livslngde hos en organisme under definerede eksponeringsbetingelser. ndringer, som ikke anses for at vre negative (adverse), vil undertiden kunne iagttages. - NOEL: No observed effect level, dvs. den hjeste dosis, fundet ved eksperiment eller observation, som ikke forrsager ndring i morfologi, funktionel kapacitet, vkst, udvikling eller livslngde 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 forelbig 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, ogs kaldet Seveso-dioxin) -TDI: Tolerabel daglig indtagelse (for stoffer, der forekommer som utilsigtet forurening) -TEF: (Dioxin-)toksicitets-kvivalent-faktor -TEQ: Toxic equivalency: den estimerede samlede toksicitet af blandinger af dioxin og/eller dioxinlignende PCB -total-PCB: PCB bestemt med en ldre type analysemetode, hvor en teknisk PCB-blanding bliver brugt som standard -US EPA: Den amerikanske miljstyrelse -WHO: World Health Organization, dvs. Verdenssundhedsorganisationen. Overskrift niveau 1: Resum Forml Undersgelsens hovedforml var at bestemme indholdet af chlorholdige pesticider, dioxiner, PCB, kvikslv og selen hos frstegangsfdende mdre i Danmark og at vurdere fundene toksikologisk p baggrund af ny viden. Materiale/metoder Der blev indsamlet blodprver f dage efter fdslen og modermlk 3-8 uger efter fdslen fra 86 frstegangsfdende 25-29-rige kvinder fra 8 forskellige amter i Danmark. De indsamlede prver blev analyseret for ovennvnte stoffer. Ikke alle prver blev analyseret for alle stoffer. Resultater Der blev fundet flgende koncentrationer i modermlk og blod: Stof 1 Median eller 2 gennemsnit Minimum Maximum Chlorholdige pesticider: Lindan Kun pvist i 3 prver Ikke pvist 6 ng/g fedt HCB 33 ng/g fedt 1 21 ng/g fedt 66 ng/g fedt -HCH 38 ng/g fedt 1 16 ng/g fedt 68 ng/g fedt Heptachlorepoxid 8 ng/g fedt 1 4 ng/g fedt 20 ng/g fedt Dieldrin 8 ng/g fedt 1 3 ng/g fedt 19 ng/g fedt p,p'-DDE 178 ng/g fedt 1 76 ng/g fedt 647 ng/g fedt PCB: Total-PCB 442 ng/g fedt 1 299 ng/g fedt 829 ng/g fedt Non-Ortho PCB 7,0 pg/g fedt1 (TEQ) 3,0 pg/g fedt (TEQ) 18,0 pg/g fedt (TEQ) Mono-og di-ortho PCB 11,2 pg/g fedt 1 (TEQ) 5,0 pg/g fedt (TEQ) 30,6 pg/g fedt (TEQ) Dioxiner 16,7 pg/g fedt 2 (TEQ) 9,5 pg/g fedt (TEQ) 22,5 pg/g fedt (TEQ) Kvikslv 0,32 ng/g mlk 2 Ikke pvist 14,0 ng/g mlk Kvikslv (i blod) 1,14 g/L blod 2 0,47 g/L blod 9,18 g/L blod Selen 13,0 ng/g mlk 2 6,3 ng/g mlk 21,4 ng/g mlk Selen (i blod) 94,4 g/L blod 2 54,7 g/L blod 185 g/L blod Konklusioner/anbefalinger: Indholdet af de af de ove nstende forureningsstoffer, som tidligere er undersgt i Danmark, har vist en strre eller mindre faldende tendens, bortset fra dioxin. Det gennemsnitlige indhold er p omtrent samme niveau som i Norge og Sverige. Amning br sledes fortsat stttes og fremmes. Den vigtigste kilde til moderens eksponering for de undersgte stoffer er fdevarer. Der er ikke anledning til at komme med specifikke kostrd rettet mod piger og kvinder i den fdedygtige alder, men da specielt fede fisk kan vre en betydende kilde til indtagelse af de chlorholdige forureningskomponenter, skal det ppeges, at Fdevaredirektoratets sdvanlige kostrd, dvs. at alle danskere br indtage 1-2 fiskemltider (200-300 gram) ugentligt, vekslende mellem de fede og magre fiskesorter, ogs glder for piger og kvinder i den fdedygtige alder. Mindsket fedtindtagelse i vrigt fra kd og mejeriprodukter vil desuden medfre nedsat indtagelse af stofferne. Overskrift niveau 1: 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: Substance 1 Median or 2 mean Minimum Maximum Chlorinated pesticides Lindane Only detected in 3 samples Not detected 6 ng/g fat HCB 33 ng/g fat 1 21 ng/g fat 66 ng/g fat -HCH 38 ng/g fat 1 16 ng/g fat 68 ng/g fat Heptachlorepoxide 8 ng/g fat 1 4 ng/g fat 20 ng/g fat Dieldrin 8 ng/g fat 1 3 ng/g fat 19 ng/g fat p,p'-DDE 178 ng/g fat 1 76 ng/g fat 647 ng/g fat PCB: Total-PCB 442 ng/g fat 1 299 ng/g fat 829 ng/g fat Non-Ortho PCB 7,0 pg/g fat 1 (TEQ) 3,0 pg/g fat (TEQ) 18,0 pg/g fat (TEQ) Mono-and di-ortho PCB 11,2 pg/g fat 1 (TEQ) 5,0 pg/g fat (TEQ) 30,6 pg/g fat (TEQ) Dioxins 16,7 pg/g fat 2 (TEQ) 9,5 pg/g fat (TEQ) 22,5 pg/g fat (TEQ) Mercury 0,32 ng/g milk 2 Not detected 14,0 ng/g milk Mercury (in blood) 1,14 g/L blood 2 0,47 g/L blood 9,18 g/L blood Selenium 13,0 ng/g milk 2 6,3 ng/g milk 21,4 ng/g milk Selenium (in blood) 94,4 g/L blood 2 54,7 g/L blood 185 g/L 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. Overskrift niveau 1: 1. Indledning Overskrift niveau 2: 1.1 Baggrund Modermlken er den naturlige og vigtigste ernringskilde for spdbarnet. Modermlken har en rkke betydningsfulde ernringsmssige og immunologiske egenskaber og frembyder sammen med det ttte mor/barn forhold under amningen en rkke fordele for barnets vkst og udvikling. Allerede i 1950'erne blev det pvist, at insektmidlet DDT kunne forekomme i modermlken, og op gennem 1960'erne og 1970'erne fremkom flere og flere undersgelser, som viste, at adskillige af de miljbestandige og svrt nedbrydelige chlorholdige pesticider blev opkoncentreret i fdekderne. Som sidste led heri blev de ophobet i fedtvvet hos mennesker med den konsekvens, at stofferne ogs forekom i modermlkens fedtfase. Det medfrte stor bekymring blandt forskere og i offentligheden, da det i 1960'erne og 1970'erne blev pvist, at ogs industrikemikaliet PCB blev opkoncentreret i fdekderne og modermlken, sammenholdt med, at indholdet af disse stoffer i modermlken kunne medfre, at det diende spdbarns daglige indtagelse af disse stoffer oversteg det niveau, der blev betragtet som "acceptabelt" for voksne. I 1970'erne og 1980'erne blev der ivrksat en rkke foranstaltninger for at nedbringe forureningen med disse stoffer. Sundhedsstyrelsen nedsatte i 1981 en skaldt referencegruppe med reprsentanter fra en rkke berrte styrelser isr med baggrund i offentliggrelsen af resultater fra Vesttyskland af indholdet af visse pesticider i modermlk. Gruppen gennemfrte i 1982-83 en undersgelse og vurdering af indholdet af PCB og chlorholdige pesticider i danske prver af modermlk. De fundne koncentrationer af de undersgte stoffer var af samme strrelsesorden som i Norge og Sverige. Referencegruppen konkluderede, at der var et unsket indhold af PCB og visse chlorerede pesticider i danske kvinders mlk, 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 ogs dioxiner1 kunne forekomme i modermlk, hvorfor der i 1986-87 i samarbejde med Fdevaredirektoratet (tidligere Levnedsmiddelstyrelsen) og Miljstyrelsen blev igangsat en ny undersgelse af prver af dansk modermlk, hvor indholdet af dioxiner blev bestemt sammen med indholdet af PCB og chlorholdige pesticider. Undersgelsen af dioxinerne i modermlk blev koordineret med tilsvarende undersgelser i de andre nordiske lande og indgik som et led i WHO's bestrbelser p at kortlgge indholdet af dioxiner og PCB i modermlk i de europiske lande (2,3). P baggrund af ekspertvurderinger af undersgelsens resultater vurderede Sundhedsstyrelsen igen - i overensstemmelse med internationale vurderinger - at amning fortsat burde fremmes. Samtidig blev der peget p, at undersgelserne burde flges op med jvne mellemrum for at vurdere virkningen af de forureningsbekmpende foranstaltninger. Nrvrende undersgelse blev tilrettelagt som en integreret del af det danske bidrag til WHO's opflgning af tidligere undersgelser og imdekommer anbefalingen om, at indholdet af disse stoffer i modermlk flges med jvne mellemrum. 1 "Dioxiner" anvendes i denne rapport samlet for dioxiner (PCDD) og furaner (PCDF). Overskrift niveau 2: 1.2 Undersgelsens deltagere Nrvrende undersgelse er gennemfrt i et samarbejde mellem Sundhedsstyrelsen og Fdevaredirektoratet. Sundhedsstyrelsen forestod i samarbejde med de deltagende fdeafdelinger indsamlingen af mlke- og blodprver. Sygeplejerske Karin Balslev har som projektmedarbejder varetaget de praktiske forhold omkring motivering af sygehusene og indsamling af mlkeprverne. I Sundhedsstyrelsen har undersgelsen vret forestet af lgerne Lis Keiding, Lis Sahl Andersen, Tove Petersen og Elle Laursen. Analysearbejdet blev foretaget af Fdevaredirektoratet samt af RIVM, som var et af WHOs referencelaboratorier p dioxin- og PCB-omrdet, i Bilthoven i Holland. Kvikslv- og selenanalyserne blev foretaget p Sporstoflaboratoriet, Klinisk Kemisk Afdeling, Odense Universitetshospital. I Fdevaredirektoratet har undersgelsen vret forestet af afdelingsleder Arne Bchert, akademiingenir Tommy Cederberg og civilingenir Gudrun Hilbert. Afdelingsforstander John Christian Larsen har foretaget den toksikologiske vurdering. Den statistiske bearbejdelse af resultaterne er foretaget af fuldmgtig Kirsten Frederiksen, Sundhedsstyrelsen. Rapporten er udarbejdet af Elle Laursen fra Sundhedsstyrelsen og Arne Bchert, Tommy Cederberg, Gudrun Hilbert og John Christian Larsen fra Fdevaredirektoratet. Arbejdet er blevet fulgt af en flgegruppe, der har haft til forml: - at bidrage med sprgsml, gode rd, forslag og konstruktiv kritik i forbindelse med forberedelsen af undersgelsen for at opn det bedst mulige design, - at bidrage lbende med informationer af relevans for projektet, og - at medvirke til drftelse og vurderinger af resultaterne. Flgegruppens medlemmer har vret: - Afdelingsforstander, cand. pharm. Bodil Bilde, Afdelingen for Kemiske Forureninger, Fdevaredirektoratet - Professor, civilingenir Finn Bro-Rasmussen, tilknyttet Livscykluscentret, Danmarks Tekniske Universitet - Afdelingsleder, civilingenir Arne Bchert, Afdelingen for Kemiske Forureninger, Fdevaredirektoratet - Cand. med. Anders Carlsen, Miljstyrelsen (til 1.5.1997) - Professor, dr. med. Philippe Grandjean, Institut for sundhedstjenesteforskning, Miljmedicin, Syddansk Universitet - Forskningschef, cand. scient. Allan Astrup Jensen, dk-TEKNIK - Sundhedsplejerske Else Jensen, Avedre Skole - Afdelingsforstander, cand. pharm. John Christian Larsen, Institut for Fdevaresikkerhed og Toksikologi, Fdevaredirektoratet - Cand. pharm. Poul Bo Larsen, Miljstyrelsen (fra 1.11.1998) - Forskningsleder, cand. stat. Mette Madsen, Dansk Institut for Klinisk Epidemiologi (DIKE) - Professor, dr. med. Kim Fleischer Michaelsen, Forskningsinstitut for Human Ernring, Den Kgl. Veterinr- og Landbohjskole - Overlge Sten Petersen, Neonatalklinikken, H:S Rigshospitalet - Cand. scient., Ph.D. Eva Storr-Hansen, Danmarks Miljundersgelser (til 1.2.1996). Flgegruppens medlemmer takkes hermed for deres arbejde. Overskrift niveau 2: 1.3 Undersgelsens forml Niveauet for forureningsstoffer i modermlk kan bde anvendes a) som markr for mdres belastning med de stoffer, der analyseres for i undersgelsen, b) for ndringer heri (ved sammenligninger med tidligere undersgelser) og c) til vurdering af den toksikologiske betydning af spdbrns udsttelse for disse stoffer. Den opnede viden kan bruges dels til at flge miljforureningen og virkningerne af de forureningsbekmpende tiltag, dels til at foretage en samlet afvejning af fordele og ulemper ved amning. Formlene ved undersgelsens start i 1993 kan summarisk beskrives som: - at bestemme det aktuelle niveau for indholdet af dioxiner, PCB-congenere, chlorholdige pesticider, kvikslv, bly og cadmium i mlken hos frstegangsfdende mdre i Danmark - at foretage en opflgning af Sundhedsstyrelsens undersgelse fra 1986 om modermlks indhold af dioxiner, PCB og chlorerede pesticider i henhold til WHO-protokollen - at f et indtryk af niveauet af forureningskomponenter i modermlk fordelt p forskellige geografiske omrder - at undersge en eventuel sammenhng mellem indholdet af de enkelte forureningskomponenter - at undersge, om der eksisterer en sammenhng mellem tungmetalniveauer i modermlk og i blodet hos de ammende mdre, og - at vurdere modermlks indhold af dioxiner og PCB toksikologisk p grundlag af ny viden om PCB-congenere. Det var, som nvnt ovenfor, oprindeligt tanken at medtage bly og cadmium i undersgelsen, men de indsamlede prver kunne ikke anvendes til analyse for disse stoffer pga. usikkerhed om forurening under prveudtagningen. Bilag A.1 giver en kort beskrivelse af de stofgrupper, som indgr i undersgelsen. Overskrift niveau 2: 1.4 Deltagelse i WHO's modermlksundersgelse Undersgelsen omfattede som en integreret del det danske bidrag til WHOs modermlksundersgelse, der var en opflgning p en tilsvarende international undersgelse fra 1986 (3). Danmark sendte i november 1993 fire individuelle mlkeprver og en skaldt "pool prve", bestende af lige dele fuldmlk blandet sammen fra 48 kvinder, til analyse p RIVM laboratoriet i Bilthoven, Holland. Undersgelserne af de individuelle prver har til forml at belyse forskelle i indholdet af de aktuelle forureningskomponenter i modermlken fra de enkelte mdre, medens resultaterne af den poolede prve udtrykker gennemsnitsvrdier. Da den poolede prve er sammenblandet af prver udtaget over hele landet, vil resultaterne fra analysen af den poolede prve vre et udtryk for det landsgennemsnitlige indhold af forureningerne i modermlk fra danske kvinder. De indsamlede prver er til WHO-undersgelsen undersgt for dioxiner og PCB-congenere. Resultaterne forel i februar 1994 og indgik i WHO-undersgelsen, som blev afrapporteret i 1996 (4). I WHO-undersgelsen indgik mlkeprver fra 19 lande. I oktober 1994 blev yderligere 6 individuelle mlkeprver undersgt p det hollandske laboratorium for de samme stoffer som de frste prver med det forml at udvide datamaterialet for den danske del af undersgelsen. Overskrift niveau 2: 1.5 Forurening af modermlk Dioxiner, PCB, DDT og andre vanskeligt nedbrydelige chlorholdige forbindelser findes i dag sammen med giftige metaller som en permanent baggrundsforurening i miljet. Medens dioxiner dannes som et unsket biprodukt ved forbrndingsprocesser, herunder forbrnding af husholdningsaffald, er forekomsten af PCB, DDT m.v. primrt et resultat af en tidligere bevidst anvendelse af stofferne, hvor DDT og lignende chlororganiske stoffer har vret anvendt over hele kloden til bekmpelse af malaria og insektangreb p planteafgrder m.v. Anvendelsen af stofferne er i dag forbudt over det meste af verden, men stofferne cirkulerer fortsat i miljet, og p grund af deres udbredte forekomst sker der en kronisk pvirkning af befolkningen. Modermlkens indhold af de srligt persistente chlorholdige forureningskomponenter er et resultat af den kroniske belastning med stofferne, som moderen har vret udsat for siden sin fdsel eller reelt set allerede fra fosterstadiet. Maden er den primre kilde til befolkningens eksponering for disse stoffer, der p grund af deres lipofile (fedtoplselige) karakter primrt findes i fede fisk, kd og mejeriprodukter. Stoffernes lipofile karakter og det forhold, at de kun vanskeligt nedbrydes, bevirker, at de akkumuleres og opkoncentreres gennem fdekden med fedtvvet - og dermed den fedtholdige modermlk - som det sidste led. Udskillelsen sker kun langsomt fra organismen med halveringstider af strrelsesordenen 8-10 r eller mere, og med alderen bliver en stigende mngde af stofferne lagret i kroppens fedtvv. Fiskeindtaget har derudover betydning for kroppens belastning med methyl-kvikslv. Den mest betydelige udskillelsesvej for stofferne er via modermlken hos diende kvinder, idet mlkens fedt stammer fra kropsdepoterne. Koncentrationen af fedt i modermlk er ca. 10 gange hjere end koncentrationen af fedt i blod, og derfor vil koncentrationen af forureningerne vre tilsvarende hjere i modermlken end i blodet. Da brystmlk er den mest effektive udskillelsesvej, falder forureningsniveauet i modermlken med antallet af ammede brn. Ogs i lbet af den enkelte ammeperiode falder indholdet af de chlorholdige forureningsstoffer i mlken typisk med mere end 20% i lbet af 6 mneder. Forureningsniveauet af den mlk, som en kvinde producerer til det frste barn, hun ammer, er derfor et godt ml for den eksponering, som kvinden har vret udsat for via kosten, via arbejdsmiljet og via baggrundsforureningen i det omrde, hvor hun bor. De chlororganiske forureningskomponenter findes ligeledes i konsummlken, men typisk i koncentrationer, der er 2,5-5% af koncentrationen i modermlk. Diende brn bliver derfor udsat for disse forureninger i langt hjere grad end brn, der ernres ved modermlkserstatning. Til gengld har brysternring mange andre fordele i form af fx overfrsel af antistoffer fra moderen, hvorved hyppigheden af infektionssygdomme nedsttes, og forebyggelse af (mlke)-allergi. Overskrift niveau 1: 2. Materiale og metoder Overskrift niveau 2: 2.1 Deltagende sygehuse Man nskede en prvetagning, der var tilnrmelsesvist reprsentativ for forskellige omrder i hele landet. Af hensyn til WHO-undersgelsen skulle designet ligne det fra 1986-87, idet det tilstrbtes, at de samme sygehuse skulle medvirke. Flgende 4 sygehuse deltog bde i 1986-87 og i nrvrende undersgelse: - Sct. Josephs Hospital i Esbjerg - Snderborg Sygehus - Centralsygehuset i Nstved - Hvidovre Hospital. Flgende 4 sygehuse indgik i denne undersgelse uden at have vret med i 1986-87: - Viborg Sygehus -rhus Kommunehospital - Centralsygehuset i Holbk - Bornholms Centralsygehus i Rnne. Sygehusene i lborg og Odense, som indgik i 1986-87, kunne desvrre ikke medvirke i nrvrende undersgelse. Flgende amter er sledes reprsenteret i undersgelsen: Bornholms, Ribe, Storstrms, Snderjyllands, Vestsjllands, Viborg og rhus amter samt Kbenhavns Kommune. Overskrift niveau 2: 2.2 Inklusionskriterier Frstegangsfdende kvinder mellem 25 og 29 r, som var fdt og opvokset i Danmark og som havde gennemfrt normal graviditet og fdsel, kunne indg i undersgelsen. Bde mor og barn skulle vre raske (barnet mtte hjst have vret indlagt p brneafdeling i 2 dgn). Mdrene mtte hjst have boet uden for Vesteuropa 1 r af deres levetid. Til WHO-undersgelsen mtte kvinderne hjst have boet uden for det udvalgte geografiske omrde i 6 mneder inden for de sidste 5 r. Der blev valgt mdre med 1 barn, som skulle vre overvejende ernret af modermlk. Overskrift niveau 2: 2.3 Prveindsamling Kvinder, der opfyldte inklusionskriterierne p de pgldende fdesteder, blev tilbudt deltagelse. Alle de deltagende mdre fik mundtlig og skriftlig information (bilag E) om undersgelsens forml og betydning for den enkelte. Det blev pointeret over for alle deltagere, at deltagelse var frivillig, og at man kunne trkke sit tilsagn om deltagelse tilbage p et hvilket som helst tidspunkt, indtil prverne var afleveret. P barselafdelingen fik de deltagende mdre taget en blodprve til metalanalyse, og de besvarede sprgeskema I (bilag F), som indeholdt oplysninger om bl.a. alder, hjde, vgt, bopl, erhverv, kostvaner, herunder kostens indhold af fisk, kd og mlkeprodukter, og rygevaner. Efter 3-8 uger udmalkede og indsendte mdrene mlkeprver, enten 70 mL udmalket i lbet af n dag, der blev brugt til fremstillingen af en "pool prve", eller en strre prve p 300-500 mL opsamlet over en uge til individuel analyse. I forbindelse hermed fik de yderligere information (bilag G) og besvarede herefter sprgeskema II (bilag H), omhandlende moderens og barnets vgt, barnets ernring udover brysternring og moderens eventuelle indtagelse af medicin. I alt 126 kvinder nskede at deltage i undersgelsen. 86 mlkeprver blev afleveret, heraf godt halvdelen med 300 mL mlk eller mere. Prverne blev opsamlet mellem april 1993 og april 1994. Undersgelsen blev gennemfrt for midler fra Sundhedsministeriets Miljmedicinske Forskningscenter. Da der blev bevilget et mindre belb end det sgte, har der ikke vret ressourcer til analyse af alle prver for samtlige relevante stoffer. Undersgelsen er anmeldt til den Videnskabsetiske Komit for Kbenhavns og Frederiksberg kommuner. Overskrift niveau 2: 2.4 Analyseplan Udvlgelsen af prver til analyse skete bl.a. under hensyntagen til mngden af de enkelte prver. Fr analyserne blev de indsamlede mlkeprver inddelt i blokke af hver 6 prver. Prverne fra disse blokke blev, s vidt det var muligt, analyseret i samme prveserie. Der blev tilstrbt en ligelig fordeling af indtag af henholdsvis fisk, mejeriprodukter og oksekd inden for hver blok. Formlet med blokinddelingen var at sikre, at en eventuel analysevariation mellem blokkene blev jvnt fordelt p de undersgte faktorer. De chlorholdige organiske stoffer er som nvnt fedtoplselige og flger derfor fedtet i modermlken. Fedtkoncentrationen i modermlken varierer bde fra kvinde til kvinde og i lbet af den enkelte kvindes ammeperiode. Ved sammenligning af analyseresultaterne for disse stoffer korrigeres der for variationen i modermlkens fedtindhold ved at anvende vrdier beregnet p fedtbasis. Overskrift niveau 1: 3. Resultater Dette kapitel indeholder en fremlgning af de vsentligste resultater og konklusioner, der kan uddrages af de opnede 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 fremgr af tabellerne i bilagene D.1-D.5. Overskrift niveau 2: 3.1 Chlorholdige pesticider og total-PCB i modermlk I alt 36 prver af modermlk er blevet analyseret for indhold af chlorholdige pesticider og total-PCB. Flgende chlorholdige pesticider og nedbrydningsprodukter er blevet bestemt: HCB, en sdan fordeling for p,p'-DDE. Figur 3.1. Fordeling af 36 prver som en funktion af p,p'-DDE koncentrationen i modermlk fra danske kvinder 1993-94. Billede: Figuren viser indholdene af p,p'-DDE i 36 prver fordelt efter koncentrationsinterval. De fleste prver ligger i intervallet 60-240 ng/g fedt. Figurerne 3.2 og 3.3 viser medianvrdierne for de stoffer, der er pvist indhold af, og som der ogs blev analyseret for ved undersgelserne 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 p ca. 50-80%, som er mest markant for p,p'-DDE og HCB og mindst for total-PCB og -HCH. Dieldrin viste samme indhold i 1982 og 1986, mens der til nrvrende undersgelse er sket et fald p 73%. Figur 3.2. Den tidsmssige udvikling af dieldrin, HCB og -HCH i danske kvinders modermlk. For at kunne sammenligne med tallene fra 1986 og 1993-94 er 1982-vrdierne beregnet som medianerne for frstegangsfdende 25-29 r. Kilde: 1982 (1), 1986 (2). Billede: Figuren viser et faldende niveau af de tre stoffer fra 1982 til 1993-94. Figur 3.3. Den tidsmssige udvikling af p,p'-DDE og total-PCB i danske kvinders modermlk. For at kunne sammenligne med tallene fra 1986 og 1993-94 er 1982-vrdierne beregnet som medianerne for frstegangsfdende 25-29 r. Kilde: 1982 (1), 1986 (2). Billede: 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 p 8 ng/g fedt, hvilket er et fald i forhold til 1982 p 60%. Der var analytiske problemer ved bestemmelsen af p,p-DDT (se bilag C.1), s der er ikke opgivet nogle resultater for dette stof. Koncentrationen af p,p-DDT vil imidlertid vre langt mindre end p,p-DDE, der er et nedbrydningsprodukt af p,p-DDT. Andre lande har foretaget tilsvarende undersgelser af modermlk. Tabel 3.1 viser resultaterne af udvalgte chlorholdige pesticider fra nogle omkringliggende lande. Tabel 3.1. Indholdet af chlorholdige pesticider i modermlk sammenlignet med andre lande. Enhed: ng/g fedt. Land Prver Dieldrin HCB -HCH p,p'-DDE Kilde Danmark Hele landet 1993-94, median, n=36 8 33 38 178 * Sverige Sundsvall, 1994, middel, n=3 - 21 - 100 (5) Sverige Uppsala, 1994 middel, n=7 - 27 - 220 (5) Norge Oslo, 1991 middel, n=28 - 41 33 274 (6) Tyskland N. Rhein Westfalen, 1993 middel, n=110 8 144 55 420 ** Tyskland Schleswig-Holstein, 1997 median, n=7 - 60 30 230 (7) Holland Hele landet, 1993 median, n=89 - 40 50 333 (8) * Nrvrende undersgelse ** Personlig kommunikation fra Frst P, Chemisches Landes- und Staatliches Veterinruntersuchungsamt, Mnster, Tyskland Det fremgr, at de danske modermlksprver har et indhold enten p samme niveau som de andre lande eller p et niveau beliggende i den nederste halvdel. Ved sammenligning af analyseresultater fra flere tidsperioder skal man vre opmrksom p, at de observerede forskelle ikke skyldes fx ndringer i analysemetoderne. Der har ikke vret prver fra de tidligere undersgelser til rdighed, som kunne genanalyseres sammen med de nye prver, men det er tilstrbt at opn s sammenlignelige resultater som muligt. Sledes er analysemetoden til total-PCB den samme som tidligere, og et mindre antal prver 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 rkke andre lande blevet observeret tilsvarende fald i koncentrationerne af chlorholdige pesticider og PCB i modermlk, 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 undersgelser er konstateret i miljforureningen med chlorholdige pesticider og PCB i fx fisk, ogs ses i modermlk Overskrift niveau 2: 3.2 Dioxin og dioxinlignende PCB i modermlk 10 individuelle prver og n poolprve blev analyseret for bde dioxin- og PCB-congenere. Disse resultater indgr som en del af WHO's internationale kortlgning af dioxin og PCB i modermlk (4). Endvidere er 37 prver blevet analyseret udelukkende for indhold af PCB-congenere. Nogle af PCB-congenerne har samme toksiske effekt som dioxinerne, s ved omtale af niveauer af dioxin og dioxinlignende PCB er det mest hensigtsmssigt at vgte de enkelte congeneres toksicitet i forhold til Seveso-dioxinen 2,3,7,8-TCDD. Hver congeners koncentration bliver omsat til toksiske kvivalenter, og disse kvivalenter kan adderes til en samlet TEQ-vrdi (se omtalen af toksicitets-kvivalent-faktorer, TEF, og toksiske kvivalenter, TEQ, i bilag B 2.4). I nrvrende undersgelse er der anvendt de internationale TEF-vrdier foreslet i 1988 for dioxinerne (9) og i 1994 for de dioxinlignende PCB (10). Ved undersgelsen i 1986 blev der kun analyseret for dioxin-congenere og ikke for PCB-congenere, s den samlede TEQ-vrdi indeholder derfor kun bidrag fra dioxinerne. Figur 3.4 viser resultatet af dioxin-TEQ fra nrvrende undersgelse sammenholdt med undersgelsen i 1986 og tilsvarende resultater fra Danmarks nabolande. Figur 3.4. TEQ-vrdier i modermlk mlt i Danmark og omkringliggende lande i 1986-88 og 1993. Kun TEQ fra dioxiner er vist. Prverne fra Sverige er indsamlet i 1994. Prver: 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). Billede: Figuren viser et svagt fald i dioxin i Danmark og et noget strre fald i Sverige, Norge, Holland, Tyskland og England fra 1986-88 til 1993. Faldet i TEQ-vrdi for Danmark fra 17,6 pg/g fedt i 1986 til 15,2 i 1993 er ikke signifikant, analyseusikkerheden og antallet af prver 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 modermlks dioxinindhold p samme niveau som i de vrige nordiske lande, mens landene syd og vest for Danmark udviste markant hjere indhold. I 1993 er indholdene fra disse lande faldet til omtrent det samme niveau som det danske. Figur 3.4 tyder desuden p, at dioxinniveauet i Sverige (i 1994) og Norge er lavere end det danske. Analyseusikkerheden og sprgsmlet om, hvor reprsentative prverne er, gr dog, at man kun ved at flge udviklingen over en lngere periode kan afgre, om tendensen til fald er holdbar. I Tabel 3.2 er de totale TEQ-vrdier, der inkluderer bidrag fra bde 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 *nrvrende undersgelse og **(5). Prverne er fra 1993, dog *1993-94 og **1994. I TEQ fra mono-ortho PCB indgr bidrag fra PCB 105, 118, 156, 157 og 167, fra Sverige dog PCB 105, 118, 156 og 167. Enhed: pg TEQ/g fedt. Land Prver Dioxin PCB non-ortho PCB mono-ortho Total-TEQ Danmark Pool af 48 prver 15,2 2,3 10,1 27,6 Danmark Middel af 10 prver 16,7 6,1 10,9 33,7 Danmark* Median af 37 prver - 7,0 8,1 - Sverige** (2 byer) Middel af 10 prver 10,0 9,7 6,4 26,2 Norge (3 byer) Middel, 3 pools 10 prver 10,6 10,1 10,0 30,7 Finland (Helsinki) Pool af 10 prver 21,5 1,9 8,6 32,0 Finland ( Kuopio) Pool af 10 prver 12,0 1,0 5,9 18,9 Tyskland Pool af 10 prver 16,5 9,0 - - Holland Middel af 17 prver 22,4 8,8 10,8 42,0 England (2 byer) Middel, 2 pools 20 prver 16,6 2,6 5,9 25,1 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. Nr total-TEQ fra bde dioxin og PCB sammenlignes, ligger Holland hjest 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. Modermlk fra danske kvinder 1993-94. Billede: Figuren viser, at de tre congenere, som bidrager mest, er PCB 156, 2,3,4,7,8-PeCDF 126. De tre hjeste, 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 miljforureningen med disse grupper kan vre forskellige, og forholdsmssigt kan de ndre sig over tid (11). Det er vigtigt fortsat at overvge alle tre grupper for at kunne vurdere rsagen til udvikling over tid i den totale TEQ-vrdi. Overskrift niveau 2: 3.3 Sammenligning af congener-specifik PCB og total-PCB i modermlk Bestemmelse af PCB blev tidligere foretaget vha. gaschromatografi med en pakket kolonne. Med denne teknik fr man et ml for det samlede indhold af PCB. Det er imidlertid en analyse, som er meget metodeafhngig, 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 undersgelse er begge PCB-analyseteknikker blevet anvendt. Det er sket for at kunne sammenligne resultaterne fra de to teknikker og for i ubrudt rkkeflge at kunne flge udviklingen over tid af PCB-niveauet. Figur 3.6 viser korrelationen mellem total-PCB og summen af de 6 PCB- congenere, der optrder i strst koncentration. Korrelationskoefficienten "r" er et udtryk for den linere sammenhng mellem de undersgte komponenter. Figur 3.6. Sammenligning af resultater fra gammel og ny analyseteknik til bestemmelse af PCB i modermlk 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). Billede: Figuren viser en korrelation p 0,92 mellem resultater opnet ved henholdsvis den gamle og den ny analyseteknik. I betragtning af den analysetekniske forskel mellem de to metoder er den linere sammenhng god med en korrelationskoefficient (r) p 0,92. Ved fremtidige undersgelser, foretaget udelukkende med congener-specifikke analyser, kan man derfor stadig flge udviklingen af PCB-niveauet og sammenholde det med tidligere niveauer ved at bruge regressionslinjen til at omregne mellem sum-PCB og total-PCB. Overskrift niveau 2: 3.4 Sammenhng mellem organiske forureningskomponenter i modermlk En eventuel sammenhng mellem koncentrationen af de organiske stoffer er blevet undersgt ved hjlp 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 strkere 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 hjeste koncentration. Tabel 3.3. Korrelation mellem udvalgte chlorpesticider og PCB 153 i modermlk fra danske kvinder 1993-94. HCB -HCH Heptachlorepoxid Dieldrin p,p'-DDE PCB 153 HCB 1,00 -HCH 0,68 1,00 Heptachlorepoxid 0,44 0,57 1,00 Dieldrin 0,16 0,25 0,37 1,00 p,p'-DDE 0,50 0,31 0,18 0,20 1,00 PCB 153 0,53 0,61 0,38 0,18 0,73 1,00 Figur 3.7. Korrelation mellem indhold af p,p'-DDE og PCB 153 i modermlk fra danske kvinder 1993-94. Billede: Figuren viser en korrelation p 0,73 mellem indholdet af p,p'-DDE og PCB 153. PCB-congenermnstret, dvs. koncentrationen af de enkelte congenere i forhold til hinanden, er generelt set konstant i alle prver, 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 optrder i hjst 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 optrder i hjst koncentration i modermlk fra danske kvinder 1993-94. Billede: Figuren viser en korrelation p 0,997 mellem PCB 153 og sum-PCB Dioxin-congenermnstret er stort set undret i forhold til undersgelsen i 1987 (2). Det kan tages som et udtryk for, at kilderne til dioxinforureningen er de samme som tidligere. En eventuel sammenhng mellem dioxin- og PCB-niveauet er vurderet ved at benytte TEQ-vrdierne for hhv. dioxin, non-ortho PCB samt mono- og di-ortho PCB. Den strkeste 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-kvivalenter (TEQ) i modermlk. Sammenhng mellem bidrag fra hhv. dioxin-congenere og de mono- og diortho substituerede PCB-congenere i modermlk fra danske kvinder 1993-94. Billede: Figuren viser en korrelation p 0,83 mellem TEQ-bidrag fra hhv. dioxin-congenere og mono- og diortho-substituerede PCB-congenere. Da der kun er 10 prver til rdighed til at bestemme korrelationen til dioxinerne, m 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 prver til rdighed. For disse prver 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 sammenhng mellem fx PCB 153 og total-TEQ. Overskrift niveau 2: 3.5 Kvikslv og selen i blod og modermlk 55 prver af blod og 48 prver af modermlk er blevet analyseret for kvikslv, og 54 prver af blod og 48 prver af modermlk er blevet analyseret for selen. En del af de oprindeligt udtagne blodprver var desvrre beskadiget under fremsendelsen til Fdevaredirektoratet og mtte kasseres. Desuden skal det fremhves, at der blev fundet et srligt hjt indhold af kvikslv i en modermlksprve og i den tilsvarende blodprve fra samme moder. Der blev ogs fundet dels en hj kvikslvkoncentration i en enkelt mlkeprve uden tilsvarende forhjet indhold i samme persons blodprve, dels et hjt indhold af selen i en enkelt blodprve uden tilsvarende forhjet selenindhold i modermlksprven fra den samme moder. I alle tilfldene blev de forhjede resultaterne verificeret ved fornyet analyse. Da det ikke kan udelukkes, at der er sket en forurening af prverne under fremsendelse fra mdrene eller hospitalet via Fdevaredirektoratet til Sporstoflaboratoriet i Odense, m de forhjede resultater tages med et vist forbehold, og vrdierne er ikke medtaget ved databehandlingen. Det forhold, at et forhjet kvikslvindhold er pvist i modermlks- og blodprven fra den samme moder, tyder dog p, at der kan vre tale om et reelt indhold, der sledes kan tages som en illustration af variationsbredden for kvikslvindholdet. Resultaterne af mlingerne, der er samlet i bilag D.4 og D.5, er sammenfattet i den efterflgende Tabel 3.4. Tabel 3.4. Middelvrdi og standardafvigelse beregnet for kvikslv og selen i modermlk og blod fra danske kvinder 1993-94, fordelt efter det hospital, hvor prverne blev indleveret. SYGEHUS KVIKSLV SELEN Blod g/L Mlk ng/g Blod g/L Mlk ng/g Middel Std. afv. Middel Std. afv. Middel Std. afv. Middel Std. afv. Esbjerg 0,98 0,22 0,22 0,12 88,7 16,2 13,9 0,8 Nstved 1,10 0,35 0,29 0,21 95,8 18,2 14,3 2,1 Hvidovre 1,08 0,30 0,30 0,12 98,4 14,4 10,3 3,3 Holbk 1,08 0,49 0,39 0,22 91,3 16,8 13,9 4,4 rhus 1,34 0,39 0,32 0,12 95,3 12,4 12,6 2,5 Rnne 1,19 0,23 0,33 0,05 97,0 8,5 11,8 1,4 Viborg 0,81 0,36 0,50 0,28 88,9 7,2 15,4 3,7 Snderborg 1,01 0,39 0,22 0,11 91,0 13,2 13,4 2,6 Danmark (middel af alle) 1,14 0,37 0,32 0,17 94,4 13,8 13,0 3,1 Som det fremgr af tabellen, er middelindholdet af kvikslv i blod bestemt til 1,14 g Hg/L blod (standardafvigelse = 0,37 g/L) og i modermlk til 0,32 ng Hg/g modermlk (standardafvigelse = 0,17 ng/g), medens de tilsvarende indhold af selen er fundet til 94,4 g Se/L blod (standardafvigelse = 13,8 g/L) og 13,0 ng Se/g modermlk (standardafvigelse = 3,1 ng/g). Disse vrdier er i pn overensstemmelse med tilsvarende resultater fra andre undersgelser. I udlandet er niveauerne svarende til baggrundskoncentrationer p mindre end 1 ng kvikslv/g modermlk. I Sverige var gennemsnitsniveauerne 0,8 ng kvikslv/g modermlk i Uppsala i 1978-79, medens man i Lund godt 10 r senere fandt indhold op til ca. 3 ng kvikslv/g modermlk. Omkring en fjerdedel af indholdet fandtes som methylkvikslv. Gennemsnitsindhold op til 10 ng kvikslv/g modermlk er rapporteret fra omrder, hvor der ikke har vret tegn p eller kendskab til srlige forureningskilder (12). Typiske baggrundskoncentrationer af selen i modermlk ligger i omrdet 10-25 ng selen/g modermlk. Der foreligger sledes undersgelser fra Sverige fra 1978 og 1983, hvor der blev fundet indhold p henholdsvis 9,4 og 11,9 ng selen/g modermlk. Indholdet i kolostrum var betydeligt (30-50%) hjere (12). I Finland, der regnes for lav-selen omrde, blev der i 1983-84 fundet gennemsnitlige indhold i modermlken p 10-11 ng selen/g. I 1975-77 blev der fundet indhold svarende til 50 ng selen/g modermlk mlt p trstofbasis. Efter en beslutning i 1984 om tvungen tilstning af selen til handelsgdning blev der i 1986 fundet indhold p 110 ng selen/g stadig mlt p trstofbasis (12). Tilsvarende undersgelser fra New Zealand, Tyskland, Belgien, Skotland og Grkenland viser indhold af selen inden for det frnvnte typiske "normalniveau". I USA blev der ved en strre undersgelse omfattende 240 prver fra 17 stater fundet indhold i omrdet 7-60 ng selen/g modermlk. Der var betydelige geografiske forskelle afhngigt af selenindholdet i den lokale kost (12). Til brug for en vurdering af eventuel geografisk betinget forskel i prvernes indhold af kvikslv og selen er der, som det ogs fremgr af tabellen, foretaget en beregning af middelvrdierne (og standardafvigelsen) for prverne fra de forskellige sygehuse. Dette er desuden illustreret i Figur 3.10, som viser middelvrdierne og standardafvigelserne for mlingerne af kvikslv i blod fra danske mdre. Ved vurderingen af beregningerne skal det erindres, at der for nogle af sygehusenes vedkommende er tale om et begrnset antal prver, ned til 2-3 stk. Figur 3.10. Middelvrdier og standardafvigelse for kvikslv (Hg) i blod fra danske kvinder 1993-94, fordelt efter det hospital, hvor prverne blev indleveret. Danmark: gennemsnit for alle 8 hospitaler. Billede: Figuren viser, at rhus ligger hjst og Viborg lavest Der er ikke statistisk signifikante forskelle mellem de fundne indhold af kvikslv og selen i henholdsvis modermlk og blod i forhold til fdested. Til belysning af en eventuel sammenhng mellem forekomsten af de to uorganiske stoffer og andre forureningskomponenter er korrelationen til forekomsten af DDE og PCB beregnet, ligesom korrelationen for den indbyrdes afhngighed mellem de to uorganiske stoffer er belyst. Desuden er sammenhngen mellem stoffernes forekomst i henholdsvis blod og modermlk belyst p tilsvarende mde. Disse sammenhnge er eksemplificeret i Figur 3.11 og 3.12, der viser korrelationen mellem indholdet af kvikslv i henholdsvis blod og modermlk samt korrelationen mellem kvikslv og DDE i modermlk. Figur 3.11. Korrelationen mellem kvikslv (Hg) i henholdsvis blod og modermlk. Danske kvinder, 1993-94. Billede: Figuren viser en korrelation p 0,282 mellem kvikslv i hhv. blod og modermlk. Figur 3.12. Korrelationen mellem kvikslv (Hg) og DDE i modermlk. Danske kvinder, 1993-94. Billede: Figuren viser en korrelation p 0,480 mellem kvikslv og DDE i modermlk. Tabel 3.5 sammenfatter de undersgte afhngighedsforhold og giver korrelationskoefficienterne mellem undersgte forureningskomponenter. Tabel 3.5. Korrelation mellem udvalgte kombinationer af stoffer og matricer (kvikslv og selen i blod og modermlk). Danske kvinder, 1993-94. Stofkomponent Matrice Stofkomponent Matrice Korrelation, r Kvikslv blod Kvikslv modermlk 0,28 Selen blod Selen modermlk -0,02 Kvikslv modermlk Selen modermlk 0,15 Kvikslv blod Selen blod 0,16 Kvikslv modermlk PCB modermlk 0,35 Kvikslv modermlk DDE modermlk 0,48 Selen modermlk PCB modermlk 0,07 Selen modermlk DDE modermlk 0,23 De positive korrelationskoefficienter i tabellen er alle under 0,5, svarende til, at der kun er en svag positiv liner sammenhng mellem de undersgte komponenter. Sammenfattende kan det konstateres, at der ved undersgelserne for selen og kvikslv i de udtagne modermlks- og blodprver nu er fastlagt "normalniveauer" for danske frstegangsfdende kvinder i aldersgruppen 25-29 r. De fundne niveauer er i overensstemmelse med tidligere rapporterede indhold fra andre undersgelser. Undersgelsen peger p, at der ikke er forskelle i indholdsniveauerne mellem mdre, som fder i forskellige geografiske egne af landet. Der er ikke pvist sammenhnge mellem indholdet af kvikslv og selen i henholdsvis modermlk og blod, hverken hver for sig eller i relation til hinanden. Der er heller ikke fundet nogen relation til chlororganiske forureningskomponenter. Overskrift niveau 2: 3.6 Sammenhng mellem eksponering for organiske miljforureninger, kvikslv og selen og bopl eller kost I forbindelse med indsamlingen af prverne har mdrene udfyldt sprgeskemaer med oplysninger om bl.a. kostens sammenstning. De analytiske data er blevet sammenholdt med svarene p sprgeskemaerne for at se, om der skulle vre en korrelation mellem indhold af de undersgte komponenter og fx kostens sammenstning. I figurerne 3.13 og 3.14 er der vist nogle eksempler p spredningen af de fundne indhold af p,p-DDE og PCB 153 som en funktion dels af bopl (dvs. det hospital, hvor prverne blev indleveret), dels af fiske- og oksekdindtag. Figur 3.13. Alle analyser for p,p'-DDE og PCB 153 (n=36) fordelt efter det hospital, hvor prverne blev indleveret. Modermlk fra danske kvinder 1993-94. Billede: Figuren viser, at der ikke er nogen sammenhng mellem bopl 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 mdrenes kostindtag af fisk og oksekd. Tallene fra 2 til 5 angiver stigende indtag, jvnfr sprgeskema I, punkt 10A og 16, vist i bilag F. Modermlk fra danske kvinder 1993-94. Billede: Figuren viser, at der ikke er nogen sammenhng 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 kvikslv og selen i modermlk og blod. I Figur 3.15 er de fundne indhold af kvikslv og selen fordelt efter indtag af fisk og oksekd. Kun resultater for modermlk er vist, men fordelingen af blodanalyserne ser ud p samme mde. Figur 3.15. Alle analyser for kvikslv (Hg) og selen (Se) (n=48) opdelt efter mdrenes kostindtag af fisk og oksekd. Tallene fra 2 til 5 angiver stigende indtag, jvnfr sprgeskema I, punkt 10A og 16, vist i bilag F. Modermlk fra danske kvinder 1993-94. Billede: Figuren viser, at der ikke er nogen sammenhng mellem kost og hhv. kvikslv og selen. For ingen af de undersgte organiske miljforureninger, kvikslv eller selen er der konstateret sammenhng mellem kost, bopl eller andre faktorer. Det behver ikke at betyde, at en sdan sammenhng ikke eksisterer, men at det er vanskeligt at f tilstrkkeligt prcise svar fra en sprgeskemaundersgelse, samt at der er mange, ogs ukendte, faktorer, der har betydning. Overskrift niveau 1: 4. Toksikologisk vurdering Ved vurderingerne af chlorholdige pesticider og PCB i dansk modermlk i 1983 og senere i 1987, hvor ogs dioxinindholdet blev undersgt, var konklusionen, at amning fortsat burde fremmes p trods af indholdet af disse unskede forureninger. Samtidigt blev der udtrykt et stort behov for, at der bde nationalt og internationalt fortsat blev arbejdet p at nedbringe menneskers udsttelse for disse stoffer gennem kontrol af forureningen og indskrnkninger i anvendelserne (1,2). Siden er der internationalt foretaget adskillige vurderinger, isr af dioxinerne og PCB. Sledes 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 sprgsmlet om, hvorvidt udsttelse for disse stoffer under graviditeten udgr en risiko for fostret, isr med hensyn til udvikling af centralnervesystemet, fet strre opmrksomhed, og den direkte eksponering af spdbrn via modermlken er blevet tillagt mindre betydning. Den videnskabelige gennemgang vedrrende disse stoffer er meget omfattende. Den efterflgende gennemgang er baseret p denne litteratur, men af pladshensyn medtages primrt oplysninger, som sknnes at have direkte relevans for vurdering af modermlk, og der refereres primrt til litteraturoversigter og monografier. Den toksikologiske baggrund for vurderingerne af de chlorholdige pesticider, PCB, dioxiner og kvikslv i modermlk er gennemget i bilag B. Ved vurderinger af kemiske stoffer anvendes ofte begrebet ADI/TDI (Acceptabel/Tolerabel Daglig Indtagelse for mennesker), som angiver den daglige mngde, som mennesker kan indtage hele livet igennem uden erkendbar risiko for sundhedsskader. ADI anvendes for stoffer, som tillades anvendt ved produktionen af fdevarer, fx tilstningsstoffer og pesticider, mens TDI anvendes for stoffer, der forekommer som utilsigtet forurening. Ud fra de foreliggende toksikologiske, epidemiologiske og andre undersgelser fastlgges NOAEL ("no observed adverse effect level"), som er den daglige dosis i mg/kg legemsvgt, der ikke har vist skadelige virkninger i den mest flsomme, relevante undersgelse. Der anvendes som regel resultater fra dyreforsg, da det er sjldent, at der foreligger relevante og tilstrkkeligt flsomme undersgelser i mennesker. Ved faststtelsen af ADI/TDI reduceres denne dosis med en usikkerhedsfaktor, der skal tage hjde for ekstrapolation af resultater fra dyr til menneske, de variationer, der findes i flsomhed og levevis blandt mennesker samt den usikkerhed, der ligger i vurderingen af selve undersgelsen. Det skal understreges, at ADI/TDI ikke er en faregrnse. Overskridelser af ADI gennem korterevarende tidsperioder udgr ikke en risiko, blot den gennemsnitlige indtagelse over lang tid ikke overstiger ADI. Hvis undersgelserne peger p, at gravide (fostret) eller brn kan vre mest flsomme, er det disse undersgelser, der lgges til grund for ADI/TDI-faststtelsen. Overskrift niveau 2: 4.1 Chlorholdige pesticider Gruppen af chlorholdige pesticider, som er mlt i de danske prver af modermlk, omfatter hexachlorbenzen (HCB), hexachlorcyclohexan (HCH), heptachlorepoxid, dieldrin og DDE. Flles for alle disse stoffer er, at leveren er det mest flsomme organ i forsgsdyr. Med hjere doser er der pvist udvikling af leverkrft i mus og rotter. Ingen af stofferne beskadiger arveanlggene, og der er bred enighed om, at der findes en trskelvrdi for disse stoffers krftfremkaldende effekter. Nogle af de chlorholdige pesticider har i reagensglasforsg vist evne til at pvirke hormonsystemer, men generelt har der vret tale om meget svage effekter, som ikke overbevisende har kunnet eftervises i forsgsdyr, med mindre der har vret anvendt meget hje doser. En karakteristisk effekt er stoffernes pvirkning af visse enzymsystemer i leveren. Dette menes at have betydning for nogle af de effekter, der kan ses p forskellige hormonsystemer efter relativt hje doser til forsgsdyr. WHO har i 1998 foreslet en tolerabel daglig indtagelse (TDI) for hexachlorbenzens (HCB) ikke-krftfremkaldende effekter p 0,00017 mg/kg legemsvgt, mens 0,00016 mg/kg legemsvgt/dag blev foreslet som vejledende vrdi med hensyn til HCB's krftfremmende effekt, baseret p resultater fra dyreforsg og anvendelse af en usikkerhedsfaktor p 5000 (18). Hexachlorcyclohexan (HCH) findes som en rkke isomere forbindelser. -HCH er langt den mest persistente isomer og derfor den form af HCH, der overvejende findes i modermlk, men hvad angr toksikologiske undersgelser er lindan (-HCH) langt den bedst undersgte isomer. Lindan er senest vurderet af WHO i 1997, hvor en midlertidig ADI p 0,001 mg/kg legemsvgt blev fastsat med baggrund i et NOAEL p 0,5 mg/kg/dag for effekter p leveren. Den anvendte usikkerhedsfaktor var 500 (19). For 0,0006 mg/kg legemsvgt blevet foreslet (20). Heptachlorepoxid blev vurderet af WHO i 1991, hvor der blev fastsat en ADI p 0,0001 mg/kg/dag for summen af heptachlor og heptachlorepoxid. Effekten, der blev set i dyreforsg, var en get relativ levervgt hos bde hanner og hunner (21). For dieldrin er der fastsat en TDI p 0,00005 mg/kg legemsvgt baseret p et NOAEL p 0,005 mg/kg legemsvgt/dag for induktion af leverenzymer i et 2-rs fodringsforsg i rotter (22). Den amerikanske miljstyrelse har fastsat en RfD (svarende til tolerabel daglig indtagelse) for DDT's ikke-krftfremkaldende effekter p 0,0005 mg/kg legemsvgt/dag baseret p et nul-effekt-niveau p 0,05 mg/kg legemsvgt/dag i et 27-ugers fodringsforsg med rotter. Ved fodring med 0,25 mg/kg legemsvgt/dag blev der observeret pvirkning af leveren, om end i begrnset omfang. Pvirkningen tydede p begyndende enzyminduktion. Der blev anvendt en usikkerhedsfaktor p 100 (23). JMPR fastsatte i 1984 en ADI p 0,02 mg/kg legemsvgt for alle kombinationer af DDT, DDD og DDE (24). DDT indgivet i relativt hje doser har en rkke virkninger p reproduktionsevnen i forsgsdyr, herunder nedsat fertilitet i bde han- og hundyr. Effekten har oftest vret tilskrevet den strogene effekt af o,p-DDT, men nyere undersgelser tyder p, at den mest signifikante virkemde er en anti-androgen effekt af omdannelsesproduktet p,p'-DDE. Doser af strrelsesordenen 100-200 mg/kg legemsvgt givet i drgtighedsperioden medfrte demaskulinisering og nedsat sdkvalitet i det hanlige afkom (25). Med baggrund i nyere undersgelser og vurderinger anses en TDI for summen af DDT, DDE og DDD p 0,0005 mg/kg legemsvgt at vre mest relevant (23). Overskrift niveau 3: 4.1.1 Vurdering af chlorholdige pesticider i modermlk De gennemsnitlige niveauer af chlorpesticiderne (samt PCB og dioxin) i nrvrende danske prver af modermlk er i Tabel 4.1 omregnet til gennemsnitlige daglige indtagelser hos det diende spdbarn. Der er ogs medtaget den estimerede gennemsnitlige daglige indtagelse af disse stoffer hos moderen og det bedste bud p TDI-vrdier for disse stoffer. TDI-konceptet kan ikke anvendes direkte til vurdering af indtagelsen med modermlk. TDI er ganske vist baseret p forebyggelse af skadelige effekter, specielt p spdbrn, men relaterer sig til den daglige indtagelse gennem hele livet, og overskridelser gennem kortere tidsperioder har ingen sundhedsmssig betydning, forudsat at den gennemsnitlige daglige indtagelse over lang tid ikke overskrides. For persistente stoffer, som opkoncentreres i organismen, har mange undersgelser vist, at det ikke er den daglige indtagelse, der har betydning for toksiciteten, men i stedet den samlede koncentration, der efter en lang tid opns i kroppens mlorganer. For denne type stoffer er den totale kropsbelastning (body burden) i praksis det mest velegnede ml til at udtrykke "dosis" med. I vurderingen br man ogs tage i betragtning, at spdbarnet i dieperioden ger sine fedtdepoter, og de optagne fedtoplselige stoffer fordeles derfor i en fedtfase, der ges i lbet af denne periode. I modstning til dioxinerne (se senere) er der ikke noget systematisk kendskab til, hvilke kropsbelastninger forsgsdyrene havde i de undersgelser, som ligger til grund for faststtelsen af TDI for de chlorholdige pesticider og total-PCB. Det er derfor ikke muligt direkte at relatere TDI-vrdierne til koncentrationerne i modermlken. TDI-vrdierne kan dog anvendes til at danne sig relative skn over de sikkerhedsmarginer, der mtte foreligge. Med analogi til vurderingen af dioxinerne sknnes det, at indtagelse af mindst 10 gange TDI med modermlken ikke vil have sundhedsmssige konsekvenser for det diende spdbarn. Tabel 4.1. Barnets indtagelse af forureninger med modermlk, sammenholdt med moderens indtagelse, samt ADI/TDI (acceptabel/tolerabel daglig indtagelse). Forurening Gennemsnitlig koncentration i modermlk 1 (ng/g fedt) Barnets gennemsnitlige daglige indtagelse 2 (g/kg/dag) Moderens estimerede gennemsnitlige daglige indtagelse 3 (g/kg/dag) ADI/TDI 4 (g/kg/dag) HCB 35 0,175 < 0,03 0,17 -HCH 39 0,195 < 0,03 0,6 Heptachlorepocid 9 0,045 < 0,03 0,1 Dieldrin 9 0,045 < 0,03 0,05 p,p'-DDE 222 1,1 < 0,1 (DDT + DDE) 0,5 Total-PCB 469 2,4 < 0,1 0,33 (NOAEL) Dioxin + PCB (TEQ) 30* 150** 2-6** 1-4** * pg/g fedt ** pg/kg/dag 1 Nrvrende undersgelse. De hjeste fundne koncentrationer var for chlorholdige pesticider ca. 2 gange, for DDE ca. 3 gange og for TEQ ca. 1,5 gange strre end gennemsnitsvrdierne. 2 Det er antaget, at indtagelsen af fedt er 5 g/kg legemsvgt/dag. 3 Baseret p reference (26), for dioxin + PCB dog reference (17). 4 Fastsat for moderens daglige indtagelse over lang tid. De angivne TDI-vrdier er forfatterens bedste skn, baseret p flgende referencer: 17,20-23,27. Med hensyn til eventuel pvirkning af fostrets udvikling kan TDI anvendes ved vurderingen af moderens indtagelse af de chlorholdige pesticider. Med baggrund i resultaterne fra det danske overvgningssystem (26), hvor disse stoffer mles i de relevante levnedsmidler, og ud fra kendskabet til danskernes kostvaner, er der ogs i Tabel 4.1 medtaget den estimerede gennemsnitlige daglige indtagelse af disse stoffer hos moderen. Disse er vsentligt lavere end TDI. Det vurderes samlet, at indholdet af de mlte chlorholdige pesticider i dansk modermlk ikke udgr nogen vsentlig sundhedsrisiko for det diende spdbarn, og at moderens kropsbelastning med disse stoffer ikke udgr en risiko for fostrets udvikling. Overskrift niveau 2: 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 virkningsmde som dioxinerne, da de altid optrder sammen i modermlk, og da de foreliggende undersgelser i mennesker ikke klart kan adskille, i hvilket omfang effekter skyldes dioxin eller PCB. Undersgelser i mennesker, hvor udsttelse for dioxiner og PCB er sket i arbejdsmiljet eller som flge af ulykkestilflde, har primrt vist effekter p hud (chloracne), lever og nervesystem. Hertil kommer mulige effekter p immunsystemet og udviklings- og adfrdsmssige forstyrrelser hos brn fdt af hjt eksponerede mdre. Overskrift niveau 3: 4.2.1 Dioxiner: PCDD og PCDF Ved dioxiner forsts her bde dioxiner og furaner, dvs. bde PCDD (polychlorerede dibenzo-p-dioxiner) og PCDF (polychlorerede dibenzofuraner). I forsgsdyr er de mest kritiske toksikologiske effekter af lave doser dioxin effekter p immun- og reproduktionssystemerne, isr pvirkning 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 fedtvv, har samme biokemiske og toksikologiske virkningsmde som TCDD, men er mindre potente. Ved vurdering af den samlede toksicitet af dioxiner i blanding anvendes de skaldte "toksicitets-kvivalent-faktorer" (TEF) som udtryk for de andre dioxiners toksicitet i forhold til TCDD (se bilag B, Tabel 1). Ved denne vurdering er anvendt TEF-vrdierne foreslet i 1988 for dioxinerne (9) og i 1994 for de dioxinlignende PCB (10). Ved at anvende TEF p blandinger af dioxiner beregnes blandingens samlede TCDD-toksicitetskvivalens (TEQ). Anvendelsen forudstter, at den samlede virkning er additiv, hvilket de fleste undersgelser bekrfter. Overskrift niveau 3: 4.2.2 Polychlorerede biphenyler (PCB) Den sundhedsmssige vurdering af PCB kompliceres ved, at der er tale om blandinger af stoffer (congenere) med forskellige toksikologiske egenskaber, og at de fleste toksikologiske undersgelser er foretaget med de kommercielle handelsprodukter, som ikke er reprsentative for de blandinger, som mennesker indtager, og som forekommer i modermlk. PCB-blandingerne indeholder congenere, der har dioxinlignende virkninger, de skaldte 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 pvirke centralnervesystemets udvikling. De mest kritiske effekter af PCB menes at vre pvirkninger af centralnervesystemets udvikling i fostertilstanden med adfrdsforstyrrelser og nedsat indlringsevne til flge. Med hensyn til pvirkning af ungernes adfrd og indlringsevne tyder dyreforsg p, at PCB og dioxiner pvirker nervesystemets udvikling p forskellig mde. Ikke-dioxinlignende PCB og de kommercielle PCB-blandinger tenderer til frst at medfre hyperaktivitet, som senere vendes til hypoaktivitet og nedsat indlringsevne hos ungerne, mens dioxiner og dioxinlignende PCB kan give hyperaktivitet, som relativt hurtigt forsvinder, og i nogle typer undersgelser er der set tendens til forbedret indlringsevne. Der er imidlertid ikke noget helt klart mnster, da doseringstidspunkter og observationsperioder har varieret i de forskellige undersgelser. Overordnet peger de dyreeksperimentelle undersgelser p, at der kan vre tale om modsat rettede effekter p ungernes udvikling. Overskrift niveau 3: 4.2.3 Undersgelser i mennesker efter eksponering for PCB og/eller dioxiner i fostertilstanden og med modermlk Hos nyfdte brn af kvinder, som regelmssigt gennem en rkke r havde spist strkt forurenede fisk fra Michigan-sen, blev rapporteret om en sammenhng mellem hjt fiskeindtag hos moderen og lavere fdselsvgt, svagere reflekser, nedsat respons p stimuli, ukoordinerede bevgelser, strre humrsvingninger og strre frygtsomhed. I 7-mneders alderen rapporteredes en sammenhng mellem bde hjt fiskekonsum hos moderen, hjt PCB-indhold i navlestrengsblod og drligere visuel genkendelsesevne hos barnet. Efter 4 r havde de 11% af brnene, hvis mdre havde PCB-koncentrationer hjere end 1,25 mg/kg fedt i navlestrengsblod eller modermlk, drligere resultater i verbale test og visuelle hukommelsestest. Senest er det rapporteret, at disse effekter stadig kan konstateres i 11-rs alderen hos de hjest eksponerede brn. Undersgelserne konkluderer, at effekterne primrt skyldes in utero pvirkningen frem for pvirkningen via modermlken (13,28,29). Ud fra oplysningerne om kvindernes indtagelse af fisk og fiskenes indhold af PCB er den gennemsnitlige daglige indtagelse over en periode p 16 r blevet estimeret til 117 g/person. P graviditetstidspunktet estimeredes den gennemsnitlige daglige indtagelse til 54 g/person (lavere end gennemsnittet over perioden p grund af markant faldende forurening af Michigan-sen) (27). Disse undersgelser er dog blevet kritiseret p grund af en rkke metodologiske og epidemiologiske mangler, ligesom der er udtrykt usikkerhed om njagtigheden af PCB-analyserne. Det er sledes stadig ikke afklaret, om den effekt, der er rapporteret, rent faktisk skyldes fiskekonsum, PCB-belastning, andre forureninger, eller helt andre forhold, ssom sociale/konomiske forhold. I en strre undersgelse fra North Carolina ss ingen sammenhng mellem PCB-pvirkning in utero og lavere fdselsvgt. Derimod fandtes en sammenhng mellem hj in utero eksponering for PCB og svagere muskeltonus og aktivitet hos de nyfdte. Ved opflgning efter 6, 12, 18 og 24 mneder ss lavere psykomotorisk score efter hj in utero ekponering for PCB, mens den mentale udvikling ikke var pvirket. Ved testning i 3-5 rs alderen ss der ingen sammenhnge til PCB-pvirkning in utero eller PCB-indhold i modermlk. Et NOAEL er angivet til 3,4 mg PCB/kg fedt i modermlken (27). I en undersgelse fra Holland ss en svag sammenhng mellem in utero eksponering for "dioxin" (udtrykt som TCDD-toksicitetskvivalenter af dioxiner og dioxinlignende PCB: TEQ) og lavere fdselsvgt. I nyfdte ss ingen sammenhng mellem mdrenes serum-PCB niveau og neurologisk udvikling, mens hj TEQ i modermlk gav anledning til lavere end optimal neurologisk score og get forekomst af hypotoni. Der ss en koncentrationsafhngig positiv sammenhng mellem TEQ i modermlk og spdbrnenes plasma- thyroideastimulerende hormon (TSH) (ved 0,5 og 3 mneder), ligesom de brn, der var eksponeret for dioxin-TEQ niveauer over gennemsnittet p 30,2 pg/g fedt, havde lavere niveau af skjoldbruskkirtelhormonet T4 end dem, der var eksponeret for niveauer lavere end gennemsnittet. Der ss ingen sammenhng mellem TEQ og visuel genkendelsesevne ved 3 mneders alderen. Ved 7 mneders alderen havde de brn, som diede, bedre score end dem, der fik modermlkserstatning. Ved opflgningen efter 3 mneder ss lavere psykomotorisk score efter hj in utero eksponering for TEQ, mens den mentale udvikling ikke var pvirket. Efter 7 og 18 mneder ss ingen effekter p den mentale og psykomotoriske udvikling, mens hj TEQ viste sammenhng med lavere end optimal neurologisk score og get forekomst af hypotoni. Alle parametre angives at vre inden for normalomrdet og uden klinisk signifikans (27,30-34). I en anden, mindre, hollandsk undersgelse blev 38 nyfdte inddelt i en hjt (hjere end gennemsnittet) og lavt (lavere end gennemsnittet) in utero dioxin-TEQ eksponeret gruppe p basis af mdrenes TEQ-indhold i modermlken (gennemsnit: 28,1 pg dioxin-TEQ/g fedt). Statistisk signifikant hjere serum-TSH og lavere T4 blev mlt i gruppen med hj eksponering 11 uger efter fdslen. Ved undersgelser efter r blev der ikke konstateret forskelle i de to gruppers neurologiske udvikling. Efter 2-2 r ss der ingen forskelle i den psykomotoriske udvikling af brnene og i en rkke andre parametre, herunder TSH og T4 i serum. Gruppen med hj in utero TEQ eksponering var neuromotorisk bedre udviklet end gruppen med lav TEQ eksponering (35,36). I en undersgelse fra Frerne, hvor Grandjean et al. (37) undersgte indflydelsen af eksponering for methylkvikslv i fostertilstanden p brnenes udvikling, blev der hos godt 400 brn ogs undersgt for indflydelse af PCB. Det angives, at der ikke ss sammenhng mellem PCB i navlesnor og brnenes udvikling. Baseret p tidligere foretagne analyser af dioxiner og PCB i modermlk fra frske kvinder ansls gennemsnittet af TEQ generelt at have vret hjere end 40 pg/g fedt (38). Overskrift niveau 3: 4.2.4 Risikovurderinger af dioxiner og PCB Vurdering af udsttelse for dioxiner WHO fastsatte i 1990 en tolerabel daglig indtagelse (TDI) for 2,3,7,8-TCDD p 10 picogram per kg legemsvgt (15). I maj 1998 foretog WHO en revurdering af TDI for dioxinerne og de dioxinlignende PCB og fastsatte da en tolerabel daglig indtagelse p 1 - 4 picogram TEQ per kg legemsvgt, hvor 4 pg/kg/dag skal opfattes som tolerabelt p en midlertidig basis, mens der arbejdes p at nedbringe indtagelsen til under 1 pg/kg/dag (17). De mest flsomme, kritiske effekter i forsgsdyr fandtes dels at vre pvirkning af udviklingen af centralnervesystemet, immunsystemet og knsorganerne hos forsgsdyr, hvis mdre havde vret doseret med TCDD, dels udvikling af endometriose i hunaber doseret med TCDD gennem 4 r. Mange undersgelser 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 opns i kroppens mlorganer (dette glder generelt for de fleste stoffer, som opkoncentreres i kroppen). For dioxinerne er det vist, at den totale kropsbelastning (body burden) er det mest velegnede ml til at udtrykke "dosis" med. Kropsbelastningen i de forsgsdyr, hvor ovennvnte flsomme effekter blev set, er mlt til mellem 28 og 73 ng TCDD/kg. Det er relativt simpelt at beregne den daglige indtagelse af TCDD, der skal til for at opn en tilsvarende kropsbelastning (i ligevgt - steady-state) i mennesker, nemlig fra 14 pg/kg legemsvgt/dag til 37 pg/kg legemsvgt/dag i mere end 30 r (halveringstiden for TCDD er mere end 7 r, og der krves 4-5 halveringtider for at opn steady-state). Ud fra disse overvejelser fastsatte WHO TDI som et interval p 1 - 4 pg TEQ/kg legemsvgt/dag under anvendelse af en usikkerhedsfaktor p 10. WHO gr opmrksom p, at TDI ikke m opfattes som en faregrnse, og at overskridelse af TDI gennem kortere perioder (mneder til r) ikke har sundhedsmssige konsekvenser, nr blot den gennemsnitlige indtagelse over lang tid ikke overskrider TDI. Begrebet tolerabel daglig eller ugentlig indtagelse relaterer sig til livslang indtagelse og kan sledes ikke direkte anvendes ved risikovurderingen, nr det glder spdbrns indtagelse af dioxiner med modermlk. WHO noterede sig, at den nuvrende baggrundsindtagelse (2-6 pg TEQ/kg legemsvgt/dag) og kropsbelastning (4-12 ng TEQ/kg legemsvgt) af dioxiner og dioxinlignende PCB ikke ligger srligt langt under de niveauer, hvor der kan forventes at optrde effekter. Vurdering af udsttelse for PCB I 1992 blev der foretaget en nordisk risikovurdering af PCB-eksponering (13). Risikovurderingen blev forsgt ad to veje: Vurdering af udsttelse for dioxinlignende PCB. Med baggrund i den antagelse, at disse PCB virker p samme mde som dioxinerne, er det muligt at opstille tentative TEF for disse. Den sundhedsmssige vurdering kan p denne mde relateres til 2,3,7,8-TCDD. I nrvrende vurdering anvendes TEF foreslet af WHO i 1994 (10) (se bilag B, Tabel 1). Vurdering af udsttelse for blandinger af PCB. Hvad angr vurderingen af den krftfremmende virkning, der er iagttaget i dyreforsg med PCB, er det ikke muligt at faststte et nul-effekt-niveau p grund af manglende dosis-respons data. Hyper- og hypoaktivitet og nedsat kognitiv indlringsevne er iagttaget hos abeunger, som har vret eksponeret for PCB in utero og gennem modermlken. Den laveste dosis (Aroclor 1248), som har vret undersgt, og som medfrte hyperaktivitet, er beregnet at svare til 6 g/kg legemsvgt/dag. Disse undersgelser har vret kritiseret fra mange sider. De er sledes alle foretaget i det samme laboratorium, men understttes dog af resultater fra undersgelser i mus og rotter, om end med hjere doser. Lignende adfrdsmssige forstyrrelser er rapporteret i brn, hvis mdre blev eksponeret for PCB gennem indtagelse af kontamineret fisk. Effekterne, der ss i brnene, var sm, og undersgelserne muliggr ikke nogen endelig konklusion om, hvorvidt de skyldes PCB eller andre, mske oversete faktorer. P trods heraf har undersgelserne i flere tilflde dannet baggrund for risikovurderinger af PCB. Med baggrund i effekten p visuel genkendelseshukommelse i 7 mneders alderen set i Michigan-undersgelsen er estimeret et NOAEL p 3 g PCB/L navlestrengsblod, svarende til omkring 1 mg PCB/kg fedt. Omregnet til daglig indtagelse af PCB er der blevet foreslet et NOAEL for adfrdsmssige effekter p 0,33 g/kg legemsvgt/dag (27). Undersgelserne har sledes givet noget varierende resultater, hvilket kan skyldes flere forhold. Undersgelsernes design har vret forskellige, og effektmlene har vret forskellige. Desuden vil PCB-koncentrationen vre udtryk for forskellige blandinger af svrt nedbrydelige forbindelser. Overskrift niveau 3: 4.2.5 Risikovurdering af dioxiner og PCB i modermlk De gennemsnitlige niveauer af dioxiner og PCB i de danske prver af modermlk er i Tabel 4.1 omregnet til gennemsnitlige daglige indtagelser hos det diende spdbarn. Den danske vurdering af dioxiner i modermlk fra 1987 (2) tog udgangspunkt i en dengang netop gennemfrt risikovurdering ved en nordisk gruppe (39). P trods af den unskede tilstedevrelse af disse stoffer i modermlk blev det konkluderet, at det ikke var berettiget at begrnse amning eller at eliminere specifikke fdevarer fra kosten. Blandt andet henviste den nordiske gruppe til WHO (14), der ud fra en rkke antagelser beregnede, at det ammede barns kraftige forgelse i vgt og vvsfedt ville bevirke, at dioxin-koncentrationen i fedtvv og mlorganer ikke ville stige vsentligt som flge af indholdet i modermlken. Ogs WHO-vurderingerne fra 1988 (14), 1991 (15), 1995 (16) og 1998 (17) udtaler sig om modermlk. Det anfres, at begrebet tolerabel daglig indtagelse (TDI) ikke kan anvendes til vurdering af indtagelsen med modermlk. TDI-vrdien relaterer sig til livslang indtagelse. I de fleste lande er den daglige indtagelse af TEQ estimeret til ca. 100 pg TEQ/kg legemsvgt i spdbrn gennem 0-6 mneder. Dette frer ikke til vsentligt forhjede koncentrationer i mlorganer eller fedtvv, og niveauerne i de brysternrede brn er lavere end i deres mdre i hele ammeperioden. Det er blevet estimeret, at indtagelsen af PCDD og PCDF gennem en 6-mneders ammeperiode udgr 5% af den totale indtagelse livet igennem. Ved vurderingerne i 1995 (16) og 1998 (17) konstaterede WHO, at niveauerne af dioxiner og PCB i lbet af de sidste 10 r var kontinuert faldende, i nogle lande op til 50%. Det blev konkluderet, at den nuvrende viden ikke giver anledning til at ndre WHO's tidligere anbefalinger (fra 1988 og 1991) om at fremme og sttte amning, men at de nye kliniske data, som understtter den biologiske sandsynlighed af visse observationer i eksperimentelle undersgelser, berettiger en fortsat og get indsats for at identificere og kontrollere kilderne til forureningen med disse stoffer. De nye eksperimentelle undersgelser havde afslret, at en rkke strukturelle, funktionelle og adfrdsmssige ndringer kan induceres i forsgsdyr efter eksponering for disse stoffer i fostertilstanden, og hollandske undersgelser havde illustreret subtile kliniske, endokrine og mentale/psyko-motoriske effekter p brns udvikling som flge af eksponering i fostertilstanden. WHO noterede sig i 1995 (16), at det ved tolkningen af de eksperimentelle undersgelser generelt var et stort problem, at der sjldent forel oplysninger om stoffernes koncentrationer i dyrene (toksikokinetiske undersgelser), og at der i undersgelserne sjldent var opnet ligevgte mellem indtagelse, fordeling og udskillelse (steady-state). Dette gr dem mindre egnede som grundlag for kvantitative ekstrapoleringer. Ved WHO's nye vurdering i 1998 er der sgt at tage hjde herfor, idet vurderingen baseres p kendskab til kropsbelastningen i de mest flsomme dyreforsg. Med hensyn til undersgelserne i mennesker noterede WHO sig, at der kunne vre en sammenhng mellem eksponering i fostertilstanden (in utero) og funktionelle udviklingsmssige effekter, inkluderende lav fdselsvgt, ndringer i thyroideahormon-niveauer, nedsatte psykomotoriske og kognitive funktioner og ndringer i immunsystemet. Forandringerne beskrives imidlertid som subtile og vrende inden for den normale baggrundsvariation. Yderst begrnset, om overhovedet nogen, risiko havde sammenhng til indtagelse af modermlk. Rent faktisk blev der observeret en gunstig indflydelse af amning p de neurologiske parametre. Modermlkens og selve amningens positive effekter mere end opvejede sledes de eventuelle negative effekter af forureningerne. Hvad angr indholdet af dioxiner og PCB i de danske modermlksprver, fremgr det af bilag B, Tabel 2, at niveauerne i Danmark generelt er lavere end niveauerne fundet i forbindelse med de hollandske undersgelser og lavere end niveauerne i undersgelser fra Frerne. Det vurderes samlet, at der p trods af indholdet af disse unskede forureninger i modermlk ikke er anledning til at ndre de hidtidige anbefalinger om at fremme og sttte amning. Med hensyn til en eventuel pvirkning af fostrets udvikling som flge af moderens kropsbelastning med disse stoffer m det konstateres, at den store sikkerhedsmargin, der normalt tilstrbes for menneskers udsttelse for kemiske stoffer, ikke er til stede i dette tilflde. Ud fra gennemsnitsbetragtninger vurderes det, at kropsbelastningen hos langt hovedparten af danske kvinder ikke vil have mlbare sundhedsmssige konsekvenser for fostrets udvikling. Det kan imidlertid ikke afvises, at der kan vre kvinder, der som flge af et langvarigt, ensidigt kostmnster med hj indtagelse af kd, mejeriprodukter og/eller fede fisk kan have oparbejdet en s hj kropsbelastning, at den nrmer sig et niveau, hvor subtile effekter kan optrde. Overskrift niveau 2: 4.3 Kvikslv Overskrift niveau 3: 4.3.1 Toksikologisk baggrund Centralnervesystemet er det kritiske mlorgan efter langtidseksponering for kvikslv. Effekten p voksne adskiller sig bde kvalitativt og kvantitativt fra de effekter, der ses hos brn eksponeret fr fdslen og muligvis tidligt efter fdslen, og epidemiologiske og kliniske undersgelser viser, at fosteret er langt mere flsomt end det voksne individ. Effekter p indlring og adfrd ses i forsgsdyr med langt lavere eksponeringsniveauer af methylkvikslv end af andre kvikslvforbindelser. Ekstrapolation af data fra en forgiftningsulykke i Irak indikerer, at forekomsten af forsinket motorisk udvikling hos barnet var hjere end baggrundsfrekvensen ved koncentrationer p 10-20 g/g i moderens hr (40). Et gennemsnit for forskellige modelberegninger foretaget af den amerikanske miljstyrelse (US EPA) vedrrende forgiftningsulykken er fundet til 11 g/g i moderens hr (41). WHO har fastsat en provisorisk tolerabel ugentlig indtagelse (PTWI) for total- kvikslv p 300 g per person (5 g/kg legemsvgt) for voksne (42) og en PTWI for methylkvikslv p 200 g per person (3,3 g/kg legemsvgt) (43). I denne PTWI er der inkluderet en usikkerhedsfaktor p 6-10 for voksne. P grund af mulige effekter p brn (i fosterstadiet og lige efter fdsel) gjorde WHO i 1990 opmrksom p, at der ikke er nogen sikkerhed indbygget for gravide (dvs. for fostret) og for kvinder, som ammer deres brn (dvs. for det diende barn). WHO nvner, at koncentrationer p 10-20 g/g i moderens hr under graviditeten medfrer risiko for, at neurologiske symptomer og forsinket udvikling kan forekomme hos 5% af brnene, og anfrer, at det ikke kan udelukkes, at effekter p adfrd og indlringsevne, som kun kan mles i psykologiske og adfrdsmssige test, kan forekomme hos brn fdt af mdre med lavere koncentrationer af methylkvikslv i hret. Den amerikanske miljstyrelse har for nylig foreslet en RfD for methylkvikslv p 0,1 g/kg legemsvgt/dag, svarende til 1,1 g/g hr, med det forml ogs at beskytte den gravide og hendes foster (41). En igangvrende undersgelse p Seychellerne har indtil nu ikke fundet klar sammenhng mellem fostrets eksponering for methylkvikslv via moderens fiskekonsum (mlt som indhold af methylkvikslv i hret) og barnet udvikling (44-46). I undersgelsen er brnene indtil nu blevet undersgt efter 6, 19, 29 og 66 mneder. Kvikslvindholdet i mdrenes hr under graviditeten var i gennemsnit 5,9 g/g (0,5 - 26,7 g/g). Derimod har en undersgelse af frske brn i 7-rs alderen for sammenhng mellem methylkvikslvs indhold i navlestrengsblod og mdrenes hr ved fdslen og brnenes adfrds- og indlringsmssige udvikling vist en negativ sammenhng mellem kvikslvkoncentrationen og adskillige neuropsykologiske parametre, mest udtalt omkring sprog, opmrksomhed og hukommelse (37). Sammenhngen var stadig til stede, selv om de 15% af brnene, hvis mdre havde hrkoncentrationer strre end 10 g/g, blev udeladt. Den statistiske analyse pegede p, at en fordobling af kvikslveksponeringen mske kan medfre en 2 mneders forsinkelse i udviklingen af adskillige af funktionerne. Selv om kvikslv overfres med modermlken til spdbarnet, fandtes lngere ammeperiode at vre forbundet med en hurtigere motorisk udvikling. Ogs for methylkvikslv er det sledes isr eksponeringen in utero, der er risikabel. Overskrift niveau 3: 4.3.2 Vurdering af kvikslv i modermlk I de danske modermlksprver blev der i gennemsnit fundet 0,32 ng kvikslv/g mlk bestemt som total-kvikslv. Hvis det antages, at et spdbarn indtager 150 g (ml) modermlk per kg legemsvgt/dag, ville dette svare til en daglig indtagelse p 48 ng kvikslv/kg legemsvgt eller 336 ng kvikslv/kg legemsvgt om ugen. Ved at sammenligne med PTWI for kvikslv p 5 g/kg legemsvgt/uge, som dog ikke glder for spdbrn, forekommer det, at der er tale om en rimelig stor sikkerhedsmargin i forbindelse med amning, ogs selvom nervesystemet m anses for at vre mere flsomt hos spdbrn end hos ldre brn og voksne. WHO har udsat en endelig revision af methylkvikslv til 2001. Danske konsumfisk indeholder kvikslv i mngder, der kun i sjldne tilflde overstiger de eksisterende maksimalgrnsevrdier p 0,3-1,0 mg kvikslv per kg fisk, afhngigt af fiskeart. De strste kvikslvindhold findes i rovfisk som visse hajarter, svrdfisk og tunfisk. Det er velkendt, at kvikslvindholdet i de p Frerne traditionelt spiste grindehvaler er srligt hjt, ca. 2 mg/kg i gennemsnit. I danskernes samlede kost udgr fisk den strste enkeltkilde til indtagelse af kvikslv med ca. 25% af den samlede indtagelse. Denne er aktuelt beregnet til gennemsnitligt 35 g per uge og for 95% af befolkningens vedkommende mindre end 63 g per uge. Indtagelse af 35 g methylkvikslv per uge estimeres at ville svare til et indhold i hret p 1,1 g/g. Indholdet af kvikslv i blodprver fra de 40 danske mdre blev generelt mlt til 0,5-2 µg/L, med en enkelt hj prve p 9,18 µg/L. Dette formodes at svare til koncentrationer generelt mellem 0,125 og 0,5 g kvikslv/g i hret, med en enkelt hj prve p 2,3 g/g. Dette er generelt lavere end de koncentrationer, der blev fundet i undersgelserne p Seychellerne og Frerne. Det gennemsnitlige indhold i mdrenes hr p Frerne, hvor der blev rapporteret om sammenhng mellem kvikslvkoncentrationen og en svagt forsinket udvikling i visse neuropsykologisk frdigheder, blev bestemt til 4,3 g/g, og 15% af mdrene havde mere end 10 µg/g hr. Hovedparten af de danske analyser svarer ogs til et niveau, der ligger lavere end EPA's RfD. Undersgelserne af kvikslvindholdet i danske mdres modermlk giver ikke anledning til at ndre de hidtidige anbefalinger om at sttte og fremme amning. Analyserne af kvikslvindholdet i blodet viser, at niveauet hos danske kvinder generelt ligger lavere end p Frerne, og at der med den nuvrende viden ikke er grund til at antage, at kvikslvforureningen udgr en markant og mlbar risiko for udviklingen af fostrets nervesystem. Dette udelukker dog ikke, at der hos enkelte personer, fx med erhvervsmssig udsttelse eller ensidigt konsummnster, kan vre tale om en forget risiko. Overskrift niveau 2: 4.4 Selen Selen er et essentielt spormineral for mennesker. Det spiller en vigtig rolle i organismen ved at indg i proteinstoffer, som opfanger og uskadeliggr reaktive iltforbindelser. Selen angives at nedstte toksiciteten af en rkke metaller ssom kvikslv, cadmium, bly, slv, kobber og arsen (47). Selenmangel menes at kunne spille en rolle ved udvikling af forskellige degenerative sygdomme. Sledes menes selenmangel at bidrage til degenerative forandringer i hjertemuskulaturen, som er set i mennesker i et omrde i Kina, hvor indtagelsen af selen er ekstremt lav. Sygdommen rammer isr smbrn og gravide kvinder, der har selenkoncentrationer i blodet, som er lavere end 10 µg/L. Ud fra undersgelser fra Kina anses menneskers minimale behov for selen at vre 15-20 µg/dag. I Danmark anbefales en daglig indtagelse af 50 µg selen for voksne (48). Meget hje, daglige doser af selen er akut giftige for mennesker. Med hensyn til kroniske effekter er der set tab af hr og negle, misfarvning af huden, udvikling af drlige tnder og symptomer fra centralnervesystemet efter lang tids daglig indtagelse af doser strre end 1,26 mg selen. NOAEL for symptomer p 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 sammenhng mellem eksponering for selen og get krftrisiko. Tvrtimod synes eksponering for selen inden for visse, lavere dosisomrder at have en hmmende effekt p udviklingen af forskellige krftformer (48). De koncentrationer af selen, som i denne undersgelse er fundet i blod og modermlk, giver ikke anledning til sundhedsmssige betnkeligheder, hverken for moder eller barn, og som nvnt ovenfor vil selen antagelig kunne nedstte toksiciteten af kvikslv. Overskrift niveau 2: 4.5 Samlet vurdering P trods af indholdet af disse unskede forureninger i modermlk er der ikke anledning til at ndre de hidtidige anbefalinger om at fremme og sttte amning. Som dokumenteret ved flere undersgelser er amning forbundet med betydelige fordele for spdbarnets udvikling, som langt overstiger eventuelle skadelige virkninger. Med hensyn til en eventuel pvirkning af fostrets udvikling som flge af moderens kropsbelastning med disse stoffer m det konstateres, at den sikkerhedsmargin, der normalt tilstrbes for menneskers udsttelse for kemiske stoffer, ikke er til stede for belastningen med PCB, dioxiner og kvikslv. Ud fra gennemsnitsbetragtninger vurderes det, at kropsbelastningen hos langt hovedparten af danske kvinder ikke vil have mlbare sundhedsmssige konsekvenser for fostrets udvikling. Det kan imidlertid ikke afvises, at der kan vre kvinder, der som flge af et langvarigt, ensidigt kostmnster med hj indtagelse af kd, mejeriprodukter og/eller fede fisk og/eller erhvervsmssig udsttelse, kan have oparbejdet en s hj kropsbelastning, at det nrmer sig et niveau, hvor subtile effekter kan optrde. Overskrift niveau 1: 5. Amme- og kostrdgivning Undersgelserne har vist, at der fortsat er en unsket belastning med chlorholdige pesticider, PCB, dioxiner og kvikslv i danske kvinders mlk. Som nvnt giver resultaterne fortsat anledning til at anbefale at sttte og fremme amning, da amning, som dokumenteret ved flere undersgelser, er forbundet med betydelige fordele for spdbarnets udvikling, som langt overstiger eventuelle skadelige virkninger. Det vurderes ligeledes, at belastningen hos langt hovedparten af danske kvinder ikke udgr en mlelig sundhedsmssig risiko for fostret og dets udvikling. Den sikkerhedsmargin, der generelt er til stede, primrt hvad angr belastningen med PCB, dioxiner og kvikslv, er imidlertid langt mindre, end der normalt vil krves for menneskers belastning med kemiske stoffer. Det betyder, at der vil kunne vre piger og kvinder, der som flge af en meget ensidig, langvarig og hj indtagelse af kd, mejeriprodukter og/eller fede fisk, og/eller erhvervsmssig udsttelse kan have oparbejdet en kropsbelastning, som nrmer sig et kritisk niveau. De chlorholdige pesticider, PCB og dioxiner forekommer i fedt fra husdyr, fjerkr og fisk, mens hovedbelastningen med methylkvikslv isr menes at stamme fra visse fiskearter ssom tun, svrdfisk og hajarter. Der anses ikke for berettiget at fremkomme med specifikke kostrd rettet mod piger og kvinder i den fdedygtige alder. Men der er anledning til med get styrke at gre opmrksom p, at hvis Fdevaredirektoratets kostrd om generelt at nedstte indtagelsen af fedt - og ge indtagelsen af frugt og grnt - flges, vil dette ogs bevirke en nedsat kropsbelastning med chlorholdige pesticider, PCB og dioxiner. Specifikt hvad angr indtagelsen af fisk, anses Fdevaredirektoratets anbefaling af 1-2 fiskemltider om ugen, varierende mellem fede og magre fisk, fuldt ud at beskytte kvinder mod at oparbejde kritiske belastninger med PCB, dioxiner og kvikslv. Hertil kommer, at Fdevaredirektoratet i sine anbefalinger om indtagelse af fisk gr opmrksom p, at et hjere indtag end det anbefalede dels ikke ser ud til at have yderligere sundhedsgavnlige effekter, dels alt andet lige vil ge belastningen med ovennvnte stoffer, isr hvis indtagelsen er koncentreret om fede fisk. Der kan vre behov for at gentage disse kostrd over for mlgruppen og pege p, at en kraftigt get indtagelse af kd, mejeriprodukter og/eller fede fisk, ud over at udgre en get sundhedsmssig risiko pga. for hj fedtindtagelse, ogs alt andet lige frer til get belastning med disse stoffer. Overskrift niveau 1: 6. Sammenfattende konklusioner og anbefalinger Resultaterne af den nrvrende undersgelse har efter drftelse i flgegruppen givet anledning til flgende konklusioner og anbefalinger: 1) Modermlkens indhold af flgende stoffer, som tidligere er blevet undersgt i Danmark, har vist en strre eller mindre faldende tendens: dieldrin, heptachlorepoxid, hexachlorbenzen (HCB), -hexachlorcyclohexan (HCH), p,p'-DDE og total-PCB. 2) Indholdet af dioxiner, som ligeledes tidligere er blevet undersgt i Danmark, har ikke vist en sikker faldende tendens. 3) Indholdet af kvikslv svel som specifikke PCB-congenere (PCB-forbindelser) er undersgt for frste gang i Danmark. Det samme glder selen, som er et ndvendigt nringsstof, som mske kan modvirke kvikslvets skadelige effekter. 4) Modermlkens gennemsnitlige indhold af ovenstende stoffer er p omtrent samme niveau som i Norge og Sverige, tildels ogs som i andre omkringliggende lande. 5) Indholdet af ovenstende forureningsstoffer m betragtes som unsket. Specielt giver indholdet af PCB, dioxin og kvikslv fortsat ikke plads til en sikkerhedsmargin af en strrelsesorden, som man normalt nsker for kemiske stoffer. 6) Nye undersgelser tyder p, at den mest kritiske pvirkning af nogle af de undersgte stoffer sker i fostertilvrelsen. For et diende barn bidrager modermlkens indhold af stofferne derudover til de samlede sundhedsmssige risici ved barnets samlede udsttelse for stofferne. 7) Amning br fortsat stttes og fremmes, da det er sikkert dokumenteret ved flere undersgelser, at amning er forbundet med betydelige fordele for spdbarnets udvikling, som overstiger eventuelle skadelige virkninger af forureninger i mlken. Sundhedsstyrelsen anbefaler generelt kvinder at amme deres brn i mindst 4 - og gerne 6 - mneder. 8) Den vigtigste kilde til moderens eksponering for de undersgte stoffer er fdevarer. Der er ikke anledning til at komme med specifikke kostrd rettet mod piger og kvinder i den fdedygtige alder, men da specielt fede fisk kan vre en betydende kilde til indtagelse af de chlorholdige forureningskomponenter, skal det ppeges, at Fdevaredirektoratets sdvanlige kostrd, dvs. at alle danskere br indtage 1-2 fiskemltider (200-300 gram) ugentligt, vekslende mellem de fede og magre fiskesorter, ogs glder for piger og kvinder i den fdedygtige alder. Mindsket fedtindtagelse i vrigt fra kd og mejeriprodukter vil desuden medfre nedsat indtagelse af stofferne. 9) Man br fortsat i Danmark overvge og flge udviklingen i befolkningens belastning med sundhedsskadelige stoffer. Ved vurderingen af hvilke stoffer der skal indg i fremtidige undersgelser br der tages hensyn til stoffer, som der endnu ikke er undersgt for i Danmark, men som er fundet i modermlk i udlandet, fx bromerede flammehmmere, toxaphen og syntetiske moskusforbindelser. Det br desuden overvejes at inddrage andre medier end modermlk, fx blod og kropsfedt. Det anbefales derfor, at der nedsttes en tvrministeriel arbejdsgruppe, som skal vurdere behovet for undersgelser i Danmark af modermlks og andre mediers indhold af forureningsstoffer. 10) Man br desuden fortsat fra dansk side arbejde for at nedstte forureningen med disse og andre fedtoplselige og svrt nedbrydelige stoffer, bde i selve Danmark og i udlandet. Referencer 11) Sundhedsstyrelsen. Forurening af modermlk med visse chlorerede pesticider og PCB. Kbenhavn: Sundhedsstyrelsen; 1983. Hygiejnemeddelelser: 3, bind I (rapport) og II (bilag). 12) Sundhedsstyrelsen. Dioxiner i modermlk. Modermlks indhold i 1986 af dioxiner, furaner, PCB og visse chlorerede pesticider. Kbenhavn: Sundhedsstyrelsen, Levnedsmiddelstyrelsen og Miljstyrelsen; 1987. Hygiejnemeddelelser: 7. 13) WHO. Levels of PCBs, PCDDs and PCDFs in breast milk. Copenhagen: WHO;1989. Environmental Health 34. 14) WHO. Levels of PCBs, PCDDs and PCDFs in human milk. Second round of WHO-coordinated exposure study. Copenhagen: WHO; 1996. Environmental Health in Europe No.3. 15) Atuma SS, Hannson L, Johnsson H, et al. Organochlorine pesticides, polychlorinated biphenyls and dioxins in human milk from Swedish mothers. Food Addit Contam 1998;15:142-50. 16) Johansen HR, Becher G, Skaare JU. Congener-specific determination af polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides in human milk from Norwegian mothers living in Oslo. J Toxicol Environ Health 1994;42:157-71. 17) Schade G, Heinzow B. Organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in human milk of mothers living in northern Germany: Current extent of contamination, time trend from 1986 to 1997 and factors that influence the levels of contamination. Sci Total Environ 1998; 215:31-9. 18) Liem AKD, Albers JMC, Baumann RA, et al. PCBs, PCDDs, PCDFs and organochlorine pesticides in human milk in the Netherlands. Levels and trends. Organohalogen Compounds 1995;26:69-74. 19) NATO/CMMS. International toxicity equivalency factor (I-TEF) method of risk assessment for complex mixtures of dioxins and related compounds. Brussels: NATO; 1988. NATO report no. 176. 20) 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. 21) Alcock RE, Behnisch PA, Jones KC, et al. Dioxin-like PCBs in the environment - human exposure and the significance of sources. Chemosphere 1998;37:1457-72. 22) Jensen AA. Beskrivelse af visse organiske chlorforbindelser og tungmetallers forekomst i blod og modermlk. Sborg: dk-TEKNIK, 1992. 23) Ahlborg UG, Hanberg A, Kenne K. Risk assessment of polychlorinated biphenyls (PCBs). Copenhagen: Nordic Council of Ministers; 1992. Nord 1992:26. 24) WHO. PCBs, PCDDs and PCDFs in breast milk: Assessment of health risks. Copenhagen: WHO; 1988. Environmental Health 29. 25) 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. 26) 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. 27) van Leeuwen FXR, Feeley M, Schrenk D, et al. Dioxins: WHO's tolerable intake (TDI) revisited. Accepteret til publikation i Chemosphere. 28) IPCS. Hexachlorbenzene. Geneva: WHO; 1998. Environmental Health Criteria 195. 29) WHO. Lindane. I: Pesticide residues in food - 1997. Evaluations 1997, Part II - Toxicological and Environmental. Geneva: WHO; 1997. IPCS, WHO/PCS/98.6. 30) 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. 31) WHO. Heptachlor and heptachlorepoxide. I: Pesticide residues in food 1991. Evaluations. Part II - Toxicology. Geneva: WHO; 1992. IPCS, WHO/PCS/92.52. 32) IPCS. Aldrin and dieldrin. Geneva: WHO; 1989. Environmental Health Criteria 91. 33) 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. 34) FAO. DDT. I: Pesticide residues in food: 1984 evaluations. Rome; FAO; 1985. FAO Plant Production and Protection Paper 67. 35) 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. 36) Levnedsmiddelstyrelsen. Overvgningssystem for levnedsmidler 1988-1992. Sborg; Levnedsmiddelstyrelsen; 1995. Publikation nr. 232. 37) Wicklund Glynn A, Darnerud PO, Anderson , et al. Revised fish consumption advisory regarding PCBs and dioxins. Uppsala: Livsmedelsverket; 1996. Rapport 4/96. 38) 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. 39) Jacobsen JL, Jacobsen SW. Evidence for PCBs as neurodevelopmental toxicants in humans. Neurotoxicology 1997;18(2):415-24. 40) 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. 41) 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. 42) 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. 43) 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. 44) Huisman M, Koopmann-Esseboom C, Lanting CI, et al. Neurological conditions in 18-month-old children perinatally exposed to polychlorinated biphenyls and dioxins. Early Hum Develop 1995;43(2):165-76. 45) 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. 46) 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. 47) 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. 48) 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. 49) Ahlborg UG, Hkansson H, Wrn F, et al. Nordisk dioxinriskbedmning. Rapport frn en nordisk expertgrupp. Kbenhavn: Nordisk Ministerrd; 1988. Nord 1988:49. Miljørapport 1988:7 50) IPCS. Inorganic mercury. Geneva: WHO; 1991. Environmental Health Criteria 118. 51) Environmental Protection Agency. Mercury study report to Congress. Washington, D.C.: EPA;1997. 52) WHO. Mercury. Geneva: WHO; 1978. Summary of toxicological data of certain food additives and contaminants. WHO Food Additives Series 13. 53) WHO. Methylmercury. Geneva: WHO; 1989. Toxicological evaluation of certain food additives and contaminants. WHO Food Additives Series 24. 54) Meyers GJ, Davidson PW, Shamlaye CF, et al. Effects of prenatal methyl-mercury exposure from a high fish diet on developmental milestones in the Seychelles Child Developmental Study. Neurotoxicology 1997; 18: 819-30. 55) Meyers GJ, Davidson PW, Shamlaye CF. A review of methylmercury and child development. Neurotoxicology 1998;19:313-28. 56) 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. 57) 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. 58) Alexander J, Melzer HM. Selenium. I: Oskarsson A, ed. Risk evaluation of essential trace elements - essentiality versus toxic levels of intake. Kbenhavn: Nordisk Ministerrd; 1995: 15-65. Nord 1995:18. Overskrift niveau 1: Bilag A. Omtale af stoffer Overskrift niveau 2: A.1 Stofgrupper Overskrift niveau 3: A.1.1 Chorholdige pesticider Hexachlorbenzen (HCB) har svampedrbende egenskaber, men har formodentligt aldrig vret anvendt som bekmpelsesmiddel i Danmark. Det kan derimod forekomme som en kemisk urenhed i andre chlorholdige bekmpelsesmidler og industrikemikalier og kan dannes ved forbrndingsprocesser. HCB blev indtil starten af 1970'erne anvendt i en rkke lande til bejdsning af ssd for at bekmpe svampeangreb. Hexachlorcyclohexan (HCH) forekommer i forskellige isomere former, hvoraf a-HCH, -HCH og g-HCH er de vigtigste. I Danmark har det langt overvejende vret g-HCH under handelsnavnet lindan, der har vret anvendt som insektmiddel. Teknisk-HCH, som indeholder alle 3 isomerer, har imidlertid tidligere vret udbredt anvendt i mange andre lande. Den insekticide virkning skyldes udelukkende lindan, som blev introduceret som insektmiddel til erstatning for DDT. Lindan har vret anvendt i Danmark indtil midten af 1990'erne.-HCH er den mest persistente af HCH-isomererne og den form, der primrt forekommer i modermlk. Foruden at vre en bestanddel af teknisk-HCH forekommer -HCH som urenhed i lindan. Heptachlorepoxid er et insektmiddel. Det er ogs et omdannelsesprodukt af et andet insektmiddel, heptachlor. Ingen af disse anvendes i Danmark. Stofferne blev tidligere udbredt anvendt i USA, men anvendelserne er nu strkt begrnsede. Dieldrin er et insektmiddel, hvis anvendelse allerede blev kraftigt begrnset i Danmark i 1960'erne. Op til 1980'erne blev mindre mngder anvendt som trbeskyttelsesmiddel og til insektbekmpelse med lakker, som pstryges 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 fdekderne og menneskers fedtvv. DDE er mere persistent end DDT, og forholdet mellem DDT og DDE kan sledes give et indtryk af, om en forurening skyldes aktuel eller historisk anvendelse af DDT. Danskernes belastning med disse stoffer vil i dag vre knyttet til deres tilstedevrelse i importerede levnedsmidler og foderstoffer samt eventuelle tilbagevrende stabile mngder i det danske milj hidrrende fra tidligere anvendelser, og for HCB's vedkommende ogs fra nuvrende forbrndingsprocesser. Hertil kommer, at disse stoffer kan transporteres over store afstande i luften. Sledes er det vist, at fordampning af stofferne i varmere lande, hvor de eventuelt fortsat anvendes, kan fre til, at de transporteres til de nordlige, koldere egne, hvor de fortttes og forurener miljet. Overskrift niveau 3: A.1.2 Polychlorerede biphenyler (PCB) PCB har siden 1929 vret anvendt i en lang rkke produkter, isr elektriske artikler, hydrauliske vsker og transformere, p grund af deres isolerende evne mod elektricitet og varme. PCB er blandinger af 209 beslgtede stoffer (congenere) (se bilag A.3), og blandingernes sammenstning bestemmer de tekniske egenskaber. De er fedtoplselige, og nogle PCB opkoncentreres i fdekderne. Siden 1986 har ingen nye produkter indeholdende PCB vret tilladt i Danmark, og fortsat anvendelse har kun vret tilladt, dersom der var tale om lukkede systemer. Der er fastsat regler for bortskaffelse af PCB-holdigt materiale. Overskrift niveau 3: A.1.3 Dioxiner: Polychlorerede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og polychlorerede dibenzofuraner (PCDF) De 75 PCDD og 135 PCDF, populrt kaldet "dioxiner"2, produceres ikke kommercielt, men dannes ved forbrnding, fx af husholdningsaffald, hospitalsaffald, kemikalieaffald og spildevandsslam, ved skovbrande, i bilmotorer og i metalindustrien, samt i en rkke industrielle processer, hvor der anvendes chlor, fx chlorblegning af papir og fremstilling af chlorholdige kemikalier. En nyopdaget kilde er krematorier. Nogle af dioxinerne er srdeles miljpersistente og opkoncentreres i fdekderne og menneskers fedtvv. Nogle af dioxinerne hrer til blandt de mest toksiske kemiske stoffer, der kendes. 2 "Dioxiner" anvendes i denne rapport samlet for dioxiner (PCDD) og furaner (PCDF). Overskrift niveau 3: A.1.4 Kvikslv Kvikslv er et giftigt metal og et af de miljfarligste tungmetaller. Stoffet har og har haft en rkke kommercielle anvendelser, fx som elektrode i chloralkali industrien, i tandfyldninger, elektrisk udstyr og mleinstrumenter (termometre). Forbrnding af husholdnings- og industriaffald er en vigtig kilde til udledning af kvikslv til miljet. En stor del af det kvikslv, som forekommer i miljet, menes at stamme fra naturlige processer, som fx vulkanudbrud. Overskrift niveau 3: A.1.5 Selen Selen er et essentielt spormineral for mennesker. Selen spiller en vigtig rolle i organismen ved at indg i proteiner og enzymer, som opfanger og uskadeliggr reaktive iltforbindelser. Selen forekommer i forskellige former (specier), fx selen, selenit, selenat og selenomethionin. Hovedkilderne til menneskers indtagelse af selen er kornprodukter, kd, mlkeprodukter, g og fisk. Selenomethionin menes at vre den vigtigste selenforbindelse i fdevarer, selvom den nuvrende viden om selenspeciering er begrnset. Overskrift niveau 2: A.2 Strukturformler og nomenklatur Billede: Bilaget viser strukturformler og nomenklatur for b-HCH, Bilaget viser strukturformler og nomenklatur for -HCH, lindan, HCB, DDT, DDE, Dieldrin, Heptachlorepoxid, PCB, PCDD, PCDF. Overskrift niveau 2: A.3 Nummersystem for PCB-congenere No. Structure No. Structure Monochlorobiphenyls Tetrachlorobiphenyls 1 2 52 2,2',5,5' 2 3 53 2,2',5,6' 3 4 54 2,2',6,6' Dichlorobiphenyls 55 2,3,3',4 4 2,2' 56 2,3,3',4' 5 2,3 57 2,3,3',5 6 2,3' 58 2,3,3',5' 7 2,4 59 2,3,3',6 8 2,4' 60 2,3,4,4' 9 2,5 61 2,3,4,5 10 2,6 62 2,3,4,6 11 3,3' 63 2,3,4',5 12 3,4 64 2,3,4',6 13 3,4' 65 2,3,5,6 14 3,5 66 2,3',4,4' 15 4,4' 67 2,3',4,5 Trichlorobiphenyls 68 2,3',4,5' 16 2,2',3 69 2,3',4,6 17 2,2',4 70 2,3',4',5 18 2,2',5 71 2,3',4',6 19 2,2',6 72 2,3',5,5' 20 2,3,3' 73 2,3',5',6 21 2,3,4 74 2,4,4',5 22 2,3,4' 75 2,4,4',6 23 2,3,5 76 2',3,4,5 24 2,3,6 77 3,3',4,4' 25 2,3',4 78 3,3',4,5 26 2,3',5 79 3,3',4,5' 27 2,3',6 80 3,3',5,5' 28 2,4,4' 81 3,4,4',5 29 2,4,5 Pentachlorobiphenyls 30 2,4,6 82 2,2',3,3',4 31 2,4',5 83 2,2',3,3',5 32 2,4',6 84 2,2',3,3',6 33 2',3,4 85 2,2',3,4,4' 34 2',3,5 86 2,2',3,4,5 35 3,3',4 87 2,2',3,4,5' 36 3,3',5 89 2,2',3,4,6 37 3,4,4' 89 2,2',3,4,6' 38 3,4,5 90 2,2',3,4',6 39 3,4',5 91 2,2',3,4',6 Tetrachlorobiphenyls 92 2,2',3,5,5' 40 2,2',3,3' 93 2,2',3,5,6 41 2,2',3,4 94 2,2',3,5,6' 42 2,2',3,4' 95 2,2',3,5',6 43 2,2',3,5 96 2,2',3,6,6' 44 2,2',3,5' 97 2,2',3',4,5 45 2,2',3,6 98 2,2',3',4,6 46 2,2',3,6' 99 2,2',4,4',5 47 2,2',4,4' 100 2,2',4,4',6 48 2,2',4,5 101 2,2',4,5,5' 49 2,2',4,5' 102 2,2',4,5,6' 50 2,2',4,6 103 2,2',4,5',6 51 2,2',4,6' 104 2,2',4,6,6' No. Structure No. Structure Pentachlorobiphenyls Hexachlorobiphenyls 105 2,3,3',4,4' 161 2,3,3',4,5',6 106 2,3,3',4,5 162 2,3,3',4',5,5' 107 2,3,3',4',5 163 2,3,3',4',5,6 108 2,3,3',4,5' 164 2,3,3',4',5',6 109 2,3,3',4,6 165 2,3,3',5,5',6 110 2,3,3',4',6 166 2,3,4,4',5,6 111 2,3,3',5,5' 167 2,3',4,4',5,5' 112 2,3,3',5,6 168 2,3',4,4',5',6 113 2,3,3',5',6 169 3,3',4,4',5,5' 114 2,3,4,4',5 Heptachlorobiphenyls 115 2,3,4,4',6 170 2,2',3,3',4,4',5 116 2,3,4,5,6 171 2,2',3,3',4,4',6 117 2,3,4',5,6 172 2,2',3,3',4,5,5' 118 2,3',4,4',5 173 2,2',3,3',4,5,6 119 2,3',4,4',6 174 2,2',3,3',4,5,6' 120 2,3',4,5,5' 175 2,2',3,3',4,5',6 121 2,3',4,5',6 176 2,2',3,3',4,6,6' 122 2',3,3',4,5 177 2,2',3,3',4',5,6 123 2',3,4,4',5 178 2,2',3,3',5,5',6 124 2',3,4,5,5' 179 2,2',3,3',5,6,6' 125 2',3,4,5,6' 180 2,2',3,4,4',5,5' 126 3,3',4,4',5 181 2,2',3,4,4',5,6 127 3,3',4,5,5' 182 2,2',3,4,4',5,6' Hexachlorobiphenyls 183 2,2',3,4,4',5',6 128 2,2',3,3',4,4' 184 2,2',3,4,4',6,6' 129 2,2',3,3',4,5 185 2,2',3,4,5,5',6 130 2,2',3,3',4,5' 186 2,2',3,4,5,6,6' 131 2,2',3,3',4,6 187 2,2',3,4',5,5',6 132 2,2',3,3',4,6' 188 2,2',3,4',5,6,6' 133 2,2',3,3',5,5' 189 2,3,3',4,4',5,5' 134 2,2',3,3',5,6 190 2,3,3',4,4',5,6 135 2,2',3,3',5,6' 191 2,3,3',4,4',5',6 136 2,2',3,3',6,6' 192 2,3,3',4,5,5',6 137 2,2',3,4,4',5 193 2,3,3',4',5,5',6 138 2,2',3,4,4',5' Octachlorobiphenyls 139 2,2',3,4,4',6 194 2,2',3,3',4,4',5,5' 140 2,2',3,4,4',6' 195 2,2',3,3',4,4',5,6 141 2,2',3,4,5,5' 196 2,2',3,3',4,4',5,6' 142 2,2',3,4,5,6 197 2,2',3,3',4,4',6,6' 143 2,2',3,4,5,6' 198 2,2',3,3',4,5,5',6 144 2,2',3,4,5',6 199 2,2',3,3',4,5,5',6' 146 2,2',3,4,6,6' 200 2,2',3,3',4,5,6,6' 146 2,2',3,4',5,5' 201 2,2',3,3',4,5',6,6' 147 2,2',3,4',5,6 202 2,2',3,3',5,5',6,6' 148 2,2',3,4',5,6' 203 2,2',3,4,4',5,5',6 149 2,2',3,4',5',6 204 2,2',3,4,4',5,6,6' 150 2,2',3,4',6,6' 205 2,3,3',4,4',5,5',6 151 2,2',3,5,5',6 Nonachlorobiphenyls 152 2,2',3,5,6,6' 206 2,2',3,3',4,4',5,5',6 153 2,2',4,4',5,5' 207 2,2',3,3',4,4',5,6,6' 154 2,2'4,4',5,6' 208 2,2',3,3',4,5,5',6,6' 155 2,2',4,4',6,6' Decachlorobiphenyl 156 2,3,3',4,4',5 209 2,2',3,3',4,4',5,5',6,6' 157 2,3,3',4,4',5' 158 2,3,3',4,4',6 159 2,3,3',4,5,5' 160 2,3,3',4,5,6 Overskrift niveau 1: Bilag B. Toksikologisk baggrund Ved John Christian Larsen Indholdet af chlorholdige pesticider og PCB i dansk modermlk blev frste gang vurderet i 1983 og igen i 1987, hvor ogs dioxiner i dansk modermlk blev vurderet (1,2). Siden er der internationalt foretaget adskillige vurderinger, isr af dioxinerne og PCB. Sledes er der foretaget en nordisk risikovurdering af PCB (3), ligesom WHO har vurderet dioxiner og PCB (4-6). I de senere vurderinger har sprgsmlet om, hvorvidt udsttelse for disse stoffer under graviditeten udgr en risiko for fostret, isr med hensyn til udvikling af centralnervesystemet, fet mere opmrksomhed, og den direkte eksponering via modermlken er blevet tillagt mindre betydning. WHO har for nyligt foretaget en revurdering af dioxiner og dioxin-lignende PCB (7). Den videnskabelige litteratur vedrrende disse stoffer er meget omfattende. Den efterflgende gennemgang er baseret p denne litteratur, men af pladshensyn medtages primrt oplysninger, som sknnes at have direkte relevans for vurdering af modermlk, og der refereres primrt til litteraturoversigter og monografier. Ved vurderinger af kemiske stoffer anvendes ofte begrebet ADI/TDI (Acceptabel/Tolerabel Daglig Indtagelse for mennesker), som angiver den daglige mngde, som mennesker kan indtage hele livet igennem uden erkendbar risiko for sundhedsskader. ADI anvendes for stoffer, som tillades anvendt ved produktionen af fdevarer, fx tilstningsstoffer og pesticider, mens TDI anvendes for stoffer, der forekommer som utilsigtet forurening. Der er internationale retningslinier for, hvilke sikkerhedsmssige (toksikologiske) undersgelser der er ndvendige, og hvordan der tages hjde for en rkke usikkerheder ved at anvende usikkerhedsfaktorer. Ud fra de foreliggende toksikologiske, epidemiologiske og andre undersgelser fastlgges NOAEL ("no observed adverse effect level"), som er den hjeste daglige dosis i mg/kg legemsvgt, der ikke har forrsaget skadelige virkninger i den mest flsomme, relevante undersgelse. Der anvendes som regel resultater fra dyreforsg, da det er sjldent, at der foreligger relevante og tilstrkkeligt flsomme undersgelser i mennesker. Ved faststtelsen af ADI/TDI reduceres denne dosis med en usikkerhedsfaktor, der skal tage hjde for ekstrapolation af resultater fra dyr til menneske, de variationer, der findes i flsomhed og levevis blandt mennesker samt den usikkerhed, der ligger i vurderingen af selve undersgelsen. Det skal understreges, at ADI/TDI ikke er en faregrnse, men en sikkerhedsgrnse, som angiver den mngde, der kan indtages dagligt livet igennem uden erkendbar sundhedsmssig risiko. Overskridelser af ADI gennem kortere varende tidsperioder udgr ikke en risiko, blot den gennemsnitlige indtagelse over lang tid ikke overstiger ADI. Hvis de sikkerhedsmssige undersgelser peger p, at gravide (fostret) eller brn kan vre mest flsomme, er det disse undersgelser, der lgges til grund for ADI/TDI faststtelsen. Overskrift niveau 2: B.1 Chlorholdige pesticider Overskrift niveau 3: B.1.1 Hexachlorbenzen (HCB) I Tyrkiet forrsagede lngere tids daglig udsttelse for hje doser HCB en epidemi af hudsygdommen porphyria cutanea tarda (PCT) blandt personer, som ved en fejltagelse konsumerede brd fremstillet af korn behandlet med HCB. Ud over hudsymptomer gav eksponeringen ogs anledning til skader p nervesystemet og leveren. Hos brn under 1 r, som spiste det forurenede brd, var der en meget hj ddelighed. I brn, som havde vret eksponeret via modermlken, er der rapporteret om symptomer fra huden og nedsat vkst. Den prcise eksponering kendes ikke (8). Dyreforsg viser, at en af de mest markante effekter af HCB er pvirkning af leverens biosyntese af hm, en jernholdig forbindelse, som blandt andet indgr i blodets hmoglobin. Pvirkningen medfrer udvikling af porphyri, hvor der ses get ophobning i kroppen og udskillelse i urin af jernholdige forbindelser, porphyriner. Porphyri er pvist i forskellige dyrearter, i rotter med doser p 2,5 mg/kg legemsvgt/dag igennem lngere tid. I svin er der konstateret get udskillelse af coproporphyriner i urinen efter 0,5 mg/kg legemsvgt/dag i 3 mneder. 0,05 mg/kg legemsvgt/dag viste ingen effekt (8). HCB kan forge (inducere) leverens indhold af mikrosomale enzymsystemer, som har stor betydning for omdannelsen (afgiftning) af fremmede kemiske stoffer og for omstningen af kroppens knshormoner og specielle fedtstoffer. HCB kan ogs bindes til Ah-receptoren ligesom dioxinerne, men er ikke nr s potent (8). I adskillige kroniske undersgelser er der set histopatologiske forandringer i leveren hos rotter eksponeret for mellem 0,25 og 0,6 mg/kg legemsvgt/dag, mens doseringsniveauerne, som ikke havde nogen effekt (NOAEL), var fra 0,05 til 0,07 mg/kg legemsvgt/dag. ndringer i hjernens indhold af transmittersubstanser (neurotransmittere) er set i afkom af mink efter 0,16 mg/kg legemsvgt/dag (8). HCB-eksponering kan pvirke immunsystemet, hvilket er pvist i mus, rotter, hunde og aber. I rotter, som blev pvirket i fostertilstanden (in utero) og 5 uger efter fdslen, havde 0,2 mg/kg legemsvgt/dag en marginal effekt p visse immunparametre. En rkke undersgelser peger ogs p, at gentagen eksponering for HCB kan pvirke den mandlige reproduktionsevne i en rkke dyrearter, men der krves relativt hje doser. Sledes har 30 mg/kg legemsvgt/dag i 21 dage nedsat serum-testosteron niveauet i hanmus, formentlig p grund af induktion af leverens enzymsystemer. I svin har 50 mg/kg legemsvgt/dag i 90 dage medfrt histologiske forandringer i testiklerne og forsinket modning af sdceller. HCB har ogs givet degenerative forandringer i reproduktionsvv hos hunaber. I hunrotter bevirkede HCB gede progesteronniveauer, men der ss ingen strogen effekt (8). I et 4-generationsstudie i rotter ss nedsat kuldstrrelse, get antal ddfdte unger og nedsat overlevelse i unger som flge af 4 mg/kg legemsvgt/dag. NOAEL var 1 mg/kg legemsvgt/dag (8). HCB inducerer tumorer i lever, thyroidea (skjoldbruskkirtel), parathyroidea og nyrer i mus, rotter og hamstre. HCB beskadiger ikke arveanlggene, dvs. har ikke genotoksisk effekt, og den krftfremkaldende effekt anses for at vre betinget af forudgende toksiske effekter p cellerne, hvorfor doser, som ikke er toksiske, heller ikke anses for at kunne inducere krft (8). Den amerikanske miljstyrelse US EPA har fastsat en RfD (svarer til TDI) for HCB's ikke-krftfremkaldende effekter p 0,0008 mg/kg legemsvgt/dag baseret p et NOEL p 0,08 mg/kg legemsvgt/dag i et 130 ugers fodringsforsg i rotter med in utero eksponering (9). Forsgdyrene var fdt af han- og hunrotter, der blev fodret med HCB i 90 dage og gennem drgtighedsperioden og diegivningsperioden. Med 0,3 mg/kg legemsvgt/dag ss leverforandringer. Med hjere doser ss get ddelighed blandt afkom, levertoksicitet, som inkluderede get leverporphyrin-niveauer, og kroniske nyreskader (i handyr). Den anvendte usikkerhedsfaktor var 100. HCB's evne til at inducere porphyri er set i alle undersgte dyrearter undtagen hunde. IPCS (International Programme on Chemical Safety) under WHO har i 1998 foreslet en TDI for HCB's ikke-krftfremkaldende effekter p 0,00017 mg/kg legemsvgt baseret p et NOAEL p 0,05 mg/kg legemsvgt/dag for levereffekter i svin og anvendelse af en usikkerhedsfaktor p 300, mens 0,00016 mg/kg legemsvgt/dag blev foreslet som vejledende vrdi med hensyn til HCB's krftfremmende effekt, baseret p en usikkerhedsfaktor p 5000 i forhold til resultater fra rotteforsg (8). Overskrift niveau 3: B.1.2 Hexachlorcyclohexan (HCH) Hexachlorcyclohexan findes som en rkke isomere forbindelser. Lindan (g-HCH) er det mest anvendte insektmiddel, mens et andet tidligere anvendt middel (teknisk HCH) indeholder a-, lk. Hvad angr toksikologiske undersgelser, er lindan langt det bedst undersgte, 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 p 0,001 mg/kg legemsvgt blev fastsat med baggrund i et NOAEL p 0,5 mg/kg legemsvgt/dag for effekter p leveren (10). Med 1,55 mg/kg legemsvgt/dag ss toksicitet bde i lever og nyrer. Effekten p nyrerne i hanrotter skyldes binding til et srligt 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 vre 0,75 mg/kg legemsvgt/dag i rotter og 1,6 mg/kg legemsvgt/dag i hunde (11,12). Lindan er neurotoksisk i forsgsdyr i hje 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 legemsvgt/dag og hjere). 5 mg/kg legemsvgt/dag anses for at vre et NOAEL. I et 3-generationsforsg i rotter havde lindan ingen effekt p reproduktionsparametre med doser op til 5 mg/kg legemsvgt/dag. Med 2,5 mg/kg legemsvgt/dag ss leverforandringer, indikative for enzyminduktion, i ungerne fra 3. generation. NOAEL i denne undersgelse var 1,25 mg/kg legemsvgt/dag. Nr lindan indgives til drgtige mus p forskellige tidspunkter i drgtighedsperioden (3,6-10,4 mg/kg legemsvgt/dag), ses reproduktionsvanskeligheder og fostertoksicitet. Effekten kunne delvis imdegs ved samtidig administration af strogen, mens progesteron ikke havde nogen effekt. Nr bde strogen og progesteron blev indgivet sammen med lindan i den tidlige drgtighedsperiode, var ungernes udvikling normal (14). Lindan har ogs anti-strogen effekt i hunrotter, men ndrer ikke serum-koncentrationen af stradiol og interfererer ikke med strogenreceptoren (15). Undersgelser i hanrotter har vist toksisk effekt p testiklernes testosteronproducerende vv (16), og hanrotter fdt af mdre, der fik en hj dosis lindan under drgtigheden, havde nedsat seksuallyst og nedsat testosteron, uden at dette dog havde indflydelse p reproduktionsevnen (17). Lindan har induceret adenomer (godartede tumorer) i leveren fra mus, isr i hanmus, efter hje doser i langtidsstudier. Lindan har ikke get forekomsten af levertumorer i rotter (12). Lindan havde en immunosuppresiv effekt i mus i doser fra 0,012 til 1,2 mg/kg legemsvgt/dag i 24 uger. ATSDR har anvendt dette LOEL (laveste observerbare effekt niveau) til at foresl et Minimal Risk Level p 0,00001 mg/kg legemsvgt/dag (13). ß-Hexachlorcyclohexan (ß-HCH) rt er denne, der opkoncentreres i fdekderne og i modermlk. Stoffet er dog langt mindre grundigt undersgt end lindan. Der er ikke blevet fastsat ADI (JMPR) eller RfD (US EPA) for ß-HCH. Leveren er det mest flsomme organ for 2,5 mg/kg legemsvgt/dag i 90 dage. Efter 12,5 mg/kg legemsvgt/dag er der rapporteret om testikelatrofi i hanrotter, men forandringer i hormonniveauer viste ingen konsistente tegn p endokrine effekter. Der ss ingen effekter efter 0,1 mg/kg legemsvgt/dag. I langtidsundersgelser er der set leverforstrrelse og forandringer efter 0,5 mg/kg legemsvgt/dag (18). I et 2-generationsstudie i rotter ss effekter p forldredyrenes lever. Der ss ingen effekt p reproduktionen efter 0,1 mg/kg legemsvgt/dag, mens 0,5 mg/kg legemsvgt/dag resulterede i get ddelighed og infertilitet. I forldredyrene, som fik 2,5 mg/kg legemsvgt/dag, ss nedsat vgt af ovarier og get vgt af binyrer og uterus hos hunner. I hanner var der et nedsat antal Leydig celler i testiklerne (13,18). En svag strogenlignende effekt er beskrevet i hunmus og -rotter. Effekten ss i uterus, og der var ingen klar effekt p endokrine kontrolsystemer. Virkningsmden er uklar, og -HCH bindes ikke til strogenreceptoren (13,18). Marginalt leverkrftfremkaldende effekt er observeret i 2 musestammer (18). ATSDR (13) har foreslet et Minimal Risk Level p 0,0006 mg/kg legemsvgt/dag med basis i et LOAEL (lavest oberverbare negative effekt niveau) p 0,18 mg -HCH/kg legemsvgt/dag for let leverpvirkning i rotter i 13 ugers fodringsforsg. Overskrift niveau 3: B.1.3 Heptachlorepoxid Heptachlorepoxid er en stabil metabolit af heptachlor. Heptachlorepoxid blev vurderet af JMPR i 1991, og der blev fastsat en ADI p 0,0001 mg/kg legemsvgt for summen af heptachlor og heptachlorepoxid (19). US EPA har fastsat en RfD for de ikke-carcinogene effekter af heptachlorepoxid p 0,000013 mg/kg legemsvgt/dag baseret p et laveste effekt niveau p 0,0125 mg/kg legemsvgt/dag i et 60-ugers kronisk fodringsforsg i hunde. Effekten, der blev set, var en get relativ levervgt i bde hanner og hunner. Usikkerhedsfaktoren var 1000 (20). I et 2-generationstudie i hunde fandtes NOAEL til 0,025 mg/kg legemsvgt/dag. Med 0,075 mg/kg legemsvgt/dag ss effekter p ungernes lever. Efter 0,175 mg/kg legemsvgt/dag ss nedsat overlevelse af unger. I et 3-generationsstudie i rotter var NOAEL 0,25 mg/kg legemsvgt/dag. Med 0,5 mg/kg legemsvgt/dag var der forget ddelighed blandt ungerne (20). Heptachlorepoxid har induceret levertumorer i to musestammer. I rotter er der ikke set signifikant get leverkrft efter heptachlor (19). De fleste undersgelser har vist, at heptachlorepoxid ikke er genotoksisk (19). Overskrift niveau 3: B.1.4 Dieldrin US EPA har fastsat en RfD for dieldrins ikke-krftfremkaldende effekter p 0,00005 mg/kg legemsvgt/dag baseret p et nul-effekt-niveau p 0,005 mg/kg legemsvgt/dag i et 2-rs fodringsforsg. Med 0,05 mg/kg legemsvgt/dag ss get levervgt og hyperplasi (karakteristisk for enzyminduktion). Den anvendte usikkerhedsfaktor var 100 (21). JMPR fastsatte i 1977 en ADI p 0,0001 mg/kg legemsvgt for summen af dieldrin og aldrin (22). Dieldrins levertoksiske effekt er ogs observeret i undersgelser med mus, hamster, hunde og aber (22). I de fleste reproduktionsforsg (fra 1 til 6 generationer), som er udfrt med aldrin og dieldrin i mus og rotter, var den vsentligste effekt get mortalitet i ungerne inden afvnningstidspunktet. Reproduktionsevnen var kun pvirket, nr de anvendte doser medfrte toksicitet i moderdyrene. Det er konkluderet, at 0,1 mg/kg legemsvgt/dag er NOAEL i rotter (22). Fostermisdannelser (teratogen effekt) er frst set efter vsentligt hjere doser (NOAEL angives til 6,0 mg/kg legemsvgt/dag) (21). Dieldrin har vist svag strogen effekt i cellekulturer (23). Dieldrin har vist krftfremkaldende effekt i seks forskellige musestammer. Dieldrin ger hyppigheden af levertumorer, lungetumorer og lymphoide tumorer. I rotter har stoffet ikke givet tumorer i syv forskellige undersgelser i 4 forskellige stammer med indhold i foderet fra 0,1 til 285 mg per kg. Hovedparten af test for genetisk toksicitet har vret negative (23). En nylig dansk undersgelse har vist, at dieldrinkoncentrationen i blodet var associeret med en signifikant forget dosis-relateret risiko for brystkrft (odds ratio 2,05). Den mediane blodkoncentration var 24,42 ng/g fedt (24). Overskrift niveau 3: 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 ogs den form, som primrt opkoncentreres i fdekderne og forekommer i menneskers fedtvv og modermlk. Langt hovedparten af toksikologiske undersgelser omhandler indgift af DDT, men kan til en vis grad ogs anvendes til at vurdere toksiciteten af hovedmetabolitten DDE. Den amerikanske miljstyrelse har fastsat en RfD (svarende til tolerabel daglig indtagelse) for DDT's ikke-krftfremkaldende effekter p 0,0005 mg/kg legemsvgt/dag baseret p et nul-effekt-niveau p 0,05 mg/kg legemsvgt/dag i et 27-ugers fodringsforsg med rotter. Ved fodring med 0,25 mg/kg legemsvgt/dag blev der observeret pvirkning af leveren, om end i begrnset omfang. Pvirkningen tydede p begyndende enzyminduktion. Der blev anvendt en usikkerhedsfaktor p 100 (25). JMPR fastsatte i 1984 en ADI p 0,02 mg/kg legemsvgt for alle kombinationer af DDT, DDD og DDE (26). Der er foretaget mere end 20 undersgelser af DDT for krftfremkaldende effekt. Ni fodringforsg, inkluderende to flergenerationsstudier, er blevet foretaget i forskellige musestammer. P nr n undersgelse viste de alle en krftfremmende effekt, bestende af godartede (adenomer) og ondartede tumorer (carcinomer) i leveren. I de to undersgelser, hvor musene ogs blev eksponeret in utero, ss ogs lungetumorer. De doser, som medfrte get forekomst af tumorer, var fra 0,15 til 37,5 mg/kg legemsvgt/dag (25). I tre rotteforsg med doser fra 25 til 40 mg/kg legemsvgt/dag ss get forekomst af godartede levertumorer, mens et fjerde forsg var negativt. Yderligere tre studier med lavere doser var negative. Undersgelser i hamstre, hunde og aber har heller ikke vist krftfremkaldende effekt (25). p,p'DDE har get forekomsten af levertumorer i mus og hamstre. p,p'-DDD, en anden metabolit af DDT, har induceret get forekomst af lungetumorer i han- og hunmus, levertumorer i hanmus og thyroideatumorer i hanrotter (25). Den eksisterende epidemiologiske database er inadkvat til at vurdere en eventuel krftfremkaldende effekt i mennesker. Nogle undersgelser har fundet hjere DDT/DDE niveauer i cancerpatienter, mens andre ikke har. En rkke undersgelser, som har sgt at korrelere DDT/DDE niveauer og brystkrft, har ogs givet modstridende resultater. Der synes dog at vre en overvgt af undersgelser, som viser hjere DDE koncentrationer i patienter med brystkrft (27). Rationalet bag at undersge DDT/DDE i forbindelse med brystkrft har vret, at stoffet har en svag strogen effekt. Det er imidlertid primrt o,p'-DDT, som har vist en strogen effekt i forsgsdyr, men denne isomer opkoncentreres ikke i nvnevrdig grad. Hovedkomponenten p,p'-DDT og den hovedmetabolit, som opkoncentreres i mennesker (p,p'-DDE), har ikke vist strogen effekt af betydning i forsgsdyr. Derimod har p,p'-DDE vist en anti-androgen effekt i rotteforsg og in vitro (28). DDT indgivet i relativt hje doser har en rkke virkninger p reproduktionsevnen i forsgsdyr, herunder nedsat fertilitet i bde han- og hundyr. Effekten har oftest vret tilskrevet den strogene effekt af o,p'-DDT, men nyere undersgelser tyder p, at den mest signifikante virkemde er den anti-androgene effekt af p,p'-DDE. Doser af strrelsesordenen 100-200 mg/kg legemsvgt, givet i drgtighedsperioden, medfrte demaskulinisering og nedsat sdkvalitet i det hanlige afkom (28). Resultaterne fra langtids- og flergenerations-reproduktionsundersgelser i gnavere har givet varierende og modstridende effekter. I en 3-generations reproduktions-undersgelse i rotter, hvor den laveste dosering var 0,35 mg/kg legemsvgt/ dag, ss nedsat fertilitet og get ddelighed blandt ungerne p alle dosisniveauer. Tre andre reproduktionsundersgelser i mus og rotter har imidlertid ikke rapporteret om effekter med vsentligt hjere doser (29). En af de mest flsomme effekter af DDT i nyfdte mus synes at vre en pvirkning af nervesystemets udvikling. Indgift af 0,5 mg/kg legemsvgt p tiende dagen efter fdslen bevirkede, at dyrene som voksne havde ndret adfrd (mere aktive) og ndret indhold af visse specifikke receptorer i hjernen (30). Det skal nvnes, at denne del af hjernens udvikling foregr i fosterstadiet hos mennesker (i modstning til mus). ATSDR (29) har anvendt denne effekt til at faststte et akut Minimal Risk Level for DDT p 0,0005 mg/kg legemsvgt/dag. Overskrift niveau 2: 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 virkningsmde som dioxinerne, da de altid optrder sammen i fedtvvet og i modermlk, og da de fleste af de foreliggende undersgelser i mennesker ikke klart kan adskille, i hvilket omfang effekter skyldes dioxiner eller PCB. Der foreligger en rkke undersgelser i mennesker, hvor udsttelse for dioxiner og PCB er sket i arbejdsmiljet, eller som flge af ulykkestilflde. De effekter og kliniske symptomer, der oftest er rapporteret, angr symptomer fra hud (chloracne), lever og nervesystem. Ulykker i Japan (Yusho) og Taiwan (Yu-Cheng) har isr bidraget til viden om virkningerne af dioxiner og PCB i mennesker. I begge tilflde indtog mennesker gennem lngere 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 ijnefaldende, men andre symptomer er ogs set, blandt andet immunologiske og reproduktionsmssige symptomer, herunder udviklings- og adfrdsmssige forstyrrelser i brn fdt af forgiftede mdre. Symptomerne er overvejende blevet tillagt risoliens indhold af PCDF (3). Overskrift niveau 3: B.2.1 Dioxiner: PCDD og PCDF I forsgsdyr er de mest kritiske toksikologiske effekter af lave doser dioxin krftfremkaldende effekt, immunotoksicitet og reproduktionstoksikologiske effekter, herunder pvirkning 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 fdevarer og opkoncentreres i menneskers fedtvv, indeholder alle som minimum chloratomer i 2,3,7,8-positionerne. De har samme biokemiske og toksikologiske virkningsmde 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 strre mngde i fedtvv end i leveren, mens det omvendte er tilfldet i forsgsdyr. Dioxinerne udskilles meget langsomt med urin og faeces som vandoplselige omdannelsesprodukter (metabolitter), og den biologiske halveringstid stiger med chloreringsgraden. Halveringstiden af TCDD i mennesker er fundet til 7-10 r (31-33). I drgtige forsgsdyr passerer TCDD via placenta til fostret. Undersgelser viser, at PCDF overfres til fostret i mindre omfang end PCDD (33,34). Nr dioxinerne indtages med modermlken, svarer fordelingen i ungerne til den, der ses i mdrene. De biokemiske og toksikologiske effekter af dioxinerne menes at hnge sammen med binding til et specifikt receptorprotein i cellerne, Ah-receptoren (33, 35). Ah-receptoren er blevet pvist i mange vv og organer i alle undersgte arter af pattedyr, inklusive mennesker. Receptoren fungerer p samme mde 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 p specielle bindingssteder ("dioxin responsive elements"). Denne binding medfrer ekspression af en rkke strukturelle gener, som koder for forskellige proteiner og enzymer, hvoraf nogle (fx leverens cytochrom P-450IA1, IA2 og 1B1) er involveret i omstningen af fremmedstoffer, knshormoner, thyroideahormoner og specielle fedtstoffer, mens andre stimulerer cellevkst og differentiering (cellulre vkstfaktorer). Hvordan dette efter udsttelse for hjere dioxindoser "overmander" organismens normale homeostatiske reguleringsmekanismer og frer til toksiske effekter, vides endnu ikke. Ud fra sammenlignende undersgelser er der ikke noget, der tyder p, at mennesker er mere flsomme end forsgsdyr over for effekterne af dioxiner, snarere tvrtimod (7). TCDD har en toksisk effekt p immunsystemet i forsgsdyr. Sdanne effekter er dog stort set kun beskrevet efter indgift af relativt hje doser, og de undersgelser, der foreligger med lavere doser i mus og aber, har enten ikke kunnet reproduceres, har ikke vist dosis-respons sammenhnge eller har vist effekter, hvis betydning for immunforsvaret anses for tvivlsomme. Adskillige undersgelser i mennesker, herunder brn, eksponeret for hje doser har heller ikke vist signifikante effekter. De mest markante og flsomme effekter p immunsystemet opns, nr TCDD administreres til forsgsdyr gennem den pr- og/eller umiddelbare postnatale periode, hvor immunsystemet udvikles. Sledes er der blevet pvist nedsat immunforsvar hos rotteunger, hvis mdre blev doseret med 100 pg TCDD/kg legemsvgt under drgtigheden (33). TCDD's krftfremkaldende effekt i gnavere er veldokumenteret (33). Det mest flsomme organ er leveren. get forekomst af ondartede levertumorer (carcinomer) er pvist i han- og hunmus og hunrotter efter fodring med 70-100 ng TCDD/kg legemsvgt/dag i to r. get forekomst af godartede levertumorer (adenomer) ss efter 10 ng/kg legemsvgt/dag. De patologiske fund i leveren har vret evalueret flere gange, og der er enighed om, at 1 ng/kg legemsvgt/dag ikke var krftfremkaldende i rotter (33). Denne eksponering svarede til et indhold p 540 pg/g i leveren. Elektronmikroskopiske undersgelser af leverne fra hunrotterne i denne lavest doserede gruppe viste svage ndringer tydende p induktion af leverenzymer, hvilket normalt ikke betragtes som en toksisk effekt. Ved hje doser er ogs set get forekomst af adenomer i thyroidea og carcinomer i tunge, nsehule og lunger. I dyreforsgene ss samtidig en nedsat hyppighed af tumorer i hormonafhngige organer, ssom livmoder, brystkirtel, bugspytkirtel, binyrer og hypofyse. Induktion af leverenzymer og andre Ah-receptor-afhngige biokemiske effekter er efterflgende blevet pvist hos rotter med doser lavere end 1 ng/kg legemsvgt/dag, mens der krves hjere doser for at inducere forandringer, der kan relateres til en krftfremkaldende effekt. Epidemiologiske undersgelser med begrnset opflgningstid vedrrende arbejdsmssig udsttelse for TCDD og andre dioxiner viser en svag overddelighed (relativ risiko p 1,4) som flge af krft i de arbejdere, som havde vret udsat for de hjeste eksponeringer, uden at de enkelte krftformer udviste statistisk signifikans. Nogle undersgelser har dog peget p get forekomst af blddelssarcomer og af krft i luftvejene. Fra de undersgelser, hvor TCDD (og dioxiner) er blevet mlt i blodet, er det estimeret, at signifikant effekt primrt ses efter TCDD koncentrationer hjere end 500 ppt i fedtfasen (33). Mange in vitro og in vivo undersgelser peger entydigt p, at TCDD ikke direkte beskadiger arveanlggene, hvorfor det antages, at der i praksis findes en trskelvrdi for den krftfremkaldende effekt (33). I hunaber fodret med 160 pg TCDD/kg legemsvgt/dag igennem 4 r blev der 10 r senere rapporteret (svagt) get forekomst af endometriose (vkst i bughulen af celler fra livmoderen). I mus og rotter har TCDD en fremmende effekt p kirurgisk provokeret endometriose (33). I forsgsdyr nedstter TCDD serumkoncentrationen af thyroxin (T4) som flge af leverenzyminduktion, der bevirker get udskillelse af T4 som glucuronid. Dette kan fre til forhjede TSH-niveauer og stimulering af skjoldbruskkirtlens vkst. I mennesker er der konstateret svage, men modstridende effekter p thyroidea-hormonstofskiftet (33). PCDD/F giver fostermisdannelser i gnavere. Et nul-effekt-niveau p 0,001 g/kg legemsvgt/dag er set i et 3-generations reproduktionsforsg. Med 0,01 g/kg legemsvgt/dag var reproduktionsraten nedsat og ungernes vgt og overlevelse nedsat (33,36). I aber er effekten p reproduktionsevnen primrt set som en get frekvens af aborter og nedsat fdselsvgt af unger. Sdanne effekter er konstateret efter kumulerede doser p 0,5-5 g/kg legemsvgt, for eksempel med 0,002-0,011 g/kg legemsvgt/dag i 7-9 mneder. I en undersgelse, hvor aber blev doseret med 0,12 eller 0,72 ng 2,3,7,8-TCDD/kg legemsvgt/dag i 4 r, efterfulgt af en periode p 10-12 mneder inden parring, ss ingen effekt p reproduktionsparametre (37). I en rkke undersgelser er det vist, at administration af TCDD til drgtige gnavere kan have en rkke effekter p udviklingen af reproduktionsorganerne hos ungerne. Der er sledes i rotter set nedsat sdkvalitet hos det hanlige afkom efter en enkelt dosis p 0,064 g/kg legemsvgt til moderen under drgtigheden. Med hjere doser (0,7-1 g/kg legemsvgt) ss mere markante effekter p de hanlige reproduktionsorganer og ndret seksuel adfrd. Der var ingen ndringer i androgenstatus (38-40). Hos hunrotter er ligeledes set ndringer i knsorganerne og nedsat fertilitet (33). TCDD har en potent antistrogen virkning i hunrotter (41). I abeforsg er der efter eksponering af mdrene med TCDD rapporteret om effekter p ungernes adfrd og indlringsevne. I mange test ss forbedret indlringsevne, men evnen til at lre at kende genstande var nedsat (object learning) i forhold til kontroldyr. Alle ndringer l dog inden for normalomrdet (42). Overskrift niveau 3: B.2.2 Polychlorerede biphenyler (PCB) Den sundhedsmssige vurdering af PCB er srligt kompliceret, da der er tale om blandinger af stoffer (congenere) med forskellige toksikologiske egenskaber og virkemder. De fleste toksikologiske undersgelser er blevet foretaget med de oprindelige, kommercielle handelsprodukter, som ikke er reprsentative for de blandinger, der opkoncentreres i fdekderne. Fra undersgelserne med de kommercielle blandinger kan der ikke etableres et "no observed adverse effect level" (NOAEL). Summarisk kan det siges, at et eventuelt NOAEL vil vre lavere end 5 g/kg legemsvgt/dag, baseret p reproduktionsundersgelser i rotter og aber. PCB-blandingerne indeholder bde congenere, der har dioxinlignende virkninger, og andre, der ikke har, men som muligvis besidder andre toksiske egenskaber. De congenere, som besidder dioxinvirkning, er de skaldte 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 muskelvv. Efterflgende fordeles de hjere chlorerede congenere til fedtvv og hud, mens de lavere chlorerede PCB udskilles (43). Den hastighed, hvormed PCB elimineres fra kroppen, bestemmes primrt af den enkelte congeners metabolisme via leverens cytochrom P450-afhngige 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 pvirke transporten af bde vitamin A og thyroxin (44,45). De fleste PCB, som sdan, har ikke strogen effekt, men enkelte og isr nogle af de hydroxylerede metabolitter af PCB har en svag strogen effekt. Af flere nye undersgelser fremgr, at kun et ftal har vist svag strogen effekt in vitro. Det drejer sig primrt om PCB, som ikke forekommer i fisk, dyr eller mennesker. De fleste PCB-metabolitter havde en anti-strogen effekt i cellekulturer, men effekten forsvandt efter tilstning af strogen i de koncentrationer, der normalt forekommer hos mennesker (46-49). Udskillelsen af PCB-metabolitterne sker primrt med galden til fces 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 udfrt en del undersgelser til belysning af transport af PCB til fostre gennem placenta og til diende unger via mlken. Alle undersgelser peger p, at den mngde PCB, som fostre udsttes for under graviditeten, er betydeligt mindre end den mngde, der tilfres med modermlken (3). De toksiske virkninger, som ses efter kronisk indgift af kommercielle PCB-blandinger, ligner i hj grad de effekter, som allerede er beskrevet for TCDD. De kommercielle PCB-blandinger er dog vsentligt mindre toksiske end dioxinerne (3). Adskillige langtids-fodringsforsg med kommercielle PCB har vist, at blandinger med hj chloreringsgrad (60%) kan inducere leverkrft i mus og rotter. Den laveste dosis, som er testet, 25 ppm i foder (svarende til ca. 0,5 mg/kg legemsvgt/dag), gav anledning til neoplastiske forandringer i leveren, mens 100-1000 ppm gav levertumorer. Effekten anses for at vre en krftpromoterende virkning, og der formodes at eksistere en trskelvrdi. De epidemiologiske studier, som foreligger, er ikke gode nok til at afgre, om PCB har krftfremkaldende effekt i mennesker (3). Den immuntoksiske potens af forskellige PCB-congenere synes at afhnge 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 ddfdte unger er set i en rkke abeforsg med PCB. Disse effekter er blevet observeret, nr moderdyrene har vret fodret med Aroclor 1248 gennem lngere tid (op til 18 mneder) med 100 g/kg legemsvgt/dag. Med Aroclor 1016 (PCB med lavere chloreringsgrad) dosering i 7 mneder ss nedsat fdselsvgt hos unger efter 40 g/kg legemsvgt/dag, mens 10 g/kg legemsvgt/dag var uden effekt. Repro-duktionseffekter er ogs set i mus og rotter (3). Adfrdsmssige forstyrrelser, bde hyperaktivitet og hypoaktivitet og ndret indlringsevne, er blevet rapporteret i mus, rotter og aber efter udsttelse for PCB-blandinger, bde pr- og postnatalt (3,50). Af undersgelserne fremgr det, at udsttelsen for PCB i den flsomme fostertilstand (in utero) har vsentlig strre betydning for de adfrdsmssige forstyrrelser end udsttelsen for de langt hjere doser med modermlken (51). Et enkelt nyt studie i Rhesusaber har specifikt undersgt betydningen af udsttelse for PCB med modermlken. Nyfdte abeunger blev doseret dagligt i 20 uger med 7,5 g/kg legemsvgt af en PCB-blanding, som angives for 80%'s vedkommende at svare til indholdet i canadisk modermlk. 3 r efter havde de eksponerede aber ikke problemer med at klare opgaver, som krvede umiddelbar reaktion p visuelle (form, farve) og rumlige stimuli, mens opgaver, hvor der var indlagt kortere eller lngere pauser, inden svar skulle gives, blev klaret drligere (52). Med hensyn til pvirkning af ungernes adfrd og indlringsevne ser det ud til, at PCB og dioxiner pvirker nervesystemets udvikling i fosterperioden p forskellig mde. Ikke-dioxinlignende PCB og de kommercielle PCB-blandinger tenderer til frst at medfre hyperaktivitet, som senere vendes til hypoaktivitet og nedsat indlringsevne hos ungerne, mens dioxiner og dioxin-lignende PCB giver hyper-aktivitet, som senere forsvinder, og i nogle undersgelser er der endog set tendens til forbedret indlringsevne. Der er ikke noget helt klart mnster, da doseringstidspunkter og observationsperioder har varieret i de forskellige undersgelser. Overordnet peger de dyreeksperimentelle undersgelser p, at der kan vre tale om modsat rettede effekter p ungernes udvikling (42,53). Dyreforsg og in vitro undersgelser viser, at PCB kan pvirke dannelse og/eller optagelse af transmittersubstanser, fx dopamin og serotonin, og den cellulre calcium-homeostase i centralnervesystemet. Det er primrt de ortho-substi-tuerede ikke-coplanare PCB (dvs. ikke dioxinlignende), der har denne effekt, og PCB med f chloratomer er mere potente end PCB med mange chloratomer (42,54-56). I abeforsgene var det overvejende di-ortho-substituerede hexa- og heptachlorerede congenere, der kunne pvises i hjernevv (54). Lighedspunkterne mellem de coplanare PCB og dioxinerne i kemisk struktur og i toksikologiske og biologiske effekter indikerer, at de har samme virkningsmde, 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 ufuldstndigt belyste. Nogle af disse congenere spiller formentlig en rolle for den tumorpromoterende effekt og de adfrdsmssige forstyrrelser, som visse PCB-blandinger kan inducere i forsgsdyr. Overskrift niveau 3: B.2.3 Undersgelser i mennesker Der foreligger enkelte epidemiologiske undersgelser, hvor betydningen af gravide kvinders kropsbelastning med PCB og/eller dioxiner for barnets udvikling er blevet undersgt. De vigtigste omtales i det flgende: Michigan undersgelserne. Total-PCB. 242 gravide kvinder, som regelmssigt havde spist forurenede fisk fra Michigan-sen (i gennemsnit 18 g om dagen i 16 r; 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 undersgelser er dog blevet kritiseret p grund af en rkke metodologiske og epidemiologiske mangler. Det er sledes stadig ikke endeligt afklaret, om den effekt, der er rapporteret, rent faktisk skyldes fiskekonsum, PCB-belastning, andre forureninger eller helt andre forhold, ssom sociale/konomiske forhold. Ud fra oplysningerne om kvindernes fiskeforbrug og PCB-indholdet i de forurenede fisk er den gennemsnitlige daglige indtagelse over en periode p 16 r blevet estimeret til 117 g/dag per person. P graviditetstidspunktet er den gennemsnitlige indtagelse blevet estimeret til 54 g/dag per person (lavere end gennemsnittet over perioden p grund af markant faldende forurening af Michigan-sen). Ved at anvende en usikkerhedsfaktor p 10 er en skaldt referencedosis for PCB p 5,4 g/dag per person blevet foreslet. Det er blevet anfrt, at det ved sammenlignende undersgelser af serum er vist, at den analysemetode for total-PCB, der blev anvendt i undersgelserne i begyndelsen af 1980'erne, giver ca. 3 gange lavere vrdier end de metoder, der anvendes i dag (60). North Carolina undersgelsen. Sum-PCB. I en undersgelse fra North Carolina (859 mdre), hvor PCB-niveauerne i modermlk generelt var lavere end i Michigan-mdrene, ss ingen sammenhng mellem PCB-pvirkning in utero og lavere fdselsvgt. Derimod fandtes en sammenhng mellem hj in utero eksponering for PCB og svagere muskeltonus og aktivitet hos de nyfdte (Brazelton Neonatal Assessment Scale). Ved opflgning efter 6, 12, 18 og 24 mneder ss lavere psykomotorisk score efter hj in utero ekponering for PCB, mens den mentale udvikling ikke var pvirket (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 undersgelser. Dioxiner og dioxinlignende PCB. I en hollandsk undersgelse, som involverede 418 mdre (modermlk fra 210 mdre), ss en svag sammenhng mellem in utero eksponering for "dioxin" (udtrykt som TCDD toksicitetskvivalenter, TEQ, af dioxiner og dioxinlignende PCB) og lavere fdselsvgt. I nyfdte ss ingen sammenhng mellem mdrenes serum-PCB niveau og neurologisk udvikling, mens hj TEQ i modermlk gav anledning til lavere end optimal neurologisk score og get forekomst af hypotoni. Der ss en koncentrationsafhngig positiv sammenhng mellem TEQ i modermlk og spdbrnenes (0,5 og 3 mneder) plasma-thyroidea-stimulerende hormon (TSH), ligesom de brn, der var eksponeret for PCDD/PCDF TEQ niveauer over gennemsnittet p 30,2 pg/g fedt, havde lavere T4 niveau end dem, der var eksponeret for niveauer lavere end gennemsnittet. Der ss ingen sammenhng mellem TEQ og visuel genkendelsesevne (Fagan's Test of Visual Recognition) ved 3 mneders alderen. Ved 7 mneders alderen havde de brn, som diede, bedre score end dem, der fik modermlkserstatning. Ved opflgningen efter 3 mneder ss lavere psykomotorisk score efter hj in utero ekponering for TEQ, mens den mentale udvikling ikke var pvirket (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 undersgelsen blev der ogs rapporteret om en korrelation mellem hjere TEQ og lavere fdselsvgt. En tilsvarende observation er rapporteret fra Sverige for brn fdt af fiskerkoner med hjt indtag af fisk fra stersen (68). I modstning hertil viste en undersgelse af brn fdt af 1112 kvinder i Wisconsin, USA, at indtagelse af fisk fra de store ser og PCB-eksponering var positivt korreleret med brnenes fdselsvgt (69). I en anden hollandsk undersgelse blev 38 nyfdte inddelt i en hjt (hjere end gennemsnittet) og lavt (lavere end gennemsnittet) in utero TEQ-eksponeret gruppe p basis af mdrenes TEQ-indhold i modermlken (gennemsnit: 28,1 pg PCDD/PCDF TEQ/g fedt). Statistisk signifikant hjere serum-TSH og hjere T4 blev mlt i gruppen med hj eksponering 11 uger efter fdslen. Ved undersgelser efter 1/2 r blev der ikke konstateret forskelle i de to gruppers neurologiske udvikling. Efter 2-2,5 r ss der ingen forskelle i den psykomotoriske udvikling (Bayley test) af brnene og i en rkke andre parametre, herunder TSH og T4 i serum. Gruppen med hj in utero TEQ-eksponering var neuromotorisk bedre udviklet end gruppen med lav TEQ eksponering (70-71). Indhold af TEQ og PCB i modermlk i disse undersgelser fremgr af Tabel 2 . Frerne. Dioxiner og PCB. I undersgelsen fra Frerne, hvor Grandjean et al. (72) undersgte indflydelsen af eksponering for kvikslv i fostertilstanden p brnenes udvikling, blev der hos godt 400 brn ogs undersgt for indflydelse af PCB. Det angives, at der ikke ss nogen sikker sammenhng mellem PCB i navlesnor og brnenes udvikling. Ud fra undersgelser af indhold i grindekd og spk og modermlk fra frske kvinder ser det ud til, at niveauerne af PCB er vsentligt hjere i frske kvinder end i danske kvinder, mens niveauet af dioxiner kun er en smule hjere (se Tabel 2). Overskrift niveau 3: B.2.4 Risikovurderinger af dioxiner De nordiske lande, andre europiske lande, Canada og WHO har sidst i 1980'erne og frst i 1990'erne fastsat tolerable daglige indtagelser (TDI) af TCDD for mennesker p niveauer mellem 1 og 10 pg TCDD/kg legemsvgt. Ved disse vurderinger er der anvendt usikkerhedsfaktorer p mellem 100 og 1000 ud fra et "no observed adverse effect level" (NOAEL) p 1 ng/kg legemsvgt/dag i langtidsundersgelsen foretaget af Kociba (73) og 3-generationsreproduk-tionundersgelsen af Murray et al. (36) i rotter. WHO foreslog i 1991 en TDI for TCDD p 10 pg/kg legemsvgt (5). Ved denne vurdering blev det estimeret, at dersom et menneske dagligt i 70 r indtog ca. 100 pg TCDD/kg legemsvgt, ville leverkoncentrationen svare til den koncentration p 540 ppt, som blev fundet i rotter efter indtagelse af 1 ng/kg legemsvgt/dag gennem 2 r, og som ikke medfrte krft (NOAEL). I den nordiske dioxin-risikovurdering fra 1988 blev det anbefalet at anvende "toksicitets-kvivalent-faktorer" (TEF) som udtryk for de andre dioxiners toksicitet i forhold til TCDD (37). Omtrent samtidig frte et internationalt arbejde til faststtelse 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 fdekderne og forekommer i levnedsmidler, humant fedt og modermlk. 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-vrdien for de enkelte congenere med de tilsvarende koncentrationer, der er fundet i fx modermlk, og efterflgende opsummere de enkelte bidrag, beregnes blandingens skaldte TEQ (TCDD toksicitets-kvivalent-koncentration) som udtryk for den samlede dioxin-toksicitet. Basis for TEF-konceptet er, at dioxinerne virker p ensartet mde via Ah-receptoren. Da der kun er tilstrkkelige oplysninger om langtidsvirkningerne af TCDD og en blanding af to HxCDD, har det vret ndvendigt at inddrage relevante oplysninger fra andre undersgelser, fx akutte og subkroniske forsg, reproduktionsforsg og undersgelser af biokemiske effekter, isr binding til Ah-receptoren og enzyminduktion. Anvendelsen af TEFs p blandinger af dioxiner forudstter, at den samlede virkning er additiv. De fleste undersgelser viser, at det er tilfldet (75). WHO foretog i april 1998 en revurdering af TDI for dioxinerne og fastsatte en tolerabel daglig indtagelse p 1-4 picogram TEQ per kg legemsvgt, hvor 4 pg/kg/dag skal opfattes som tolerabelt p en midlertidig basis, mens der arbejdes p at nedbringe indtagelsen til under 1 pg/kg/dag. De mest flsomme, kritiske effekter i forsgsdyr fandtes dels at vre pvirkning af udviklingen af centralnervesystemet, immunsystemet og knsorganerne hos forsgsdyr, hvis mdre havde vret doseret med TCDD, dels udvikling af endometriose i hunaber doseret med TCDD gennem 4 r. Mange undersgelser 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 opns i kroppens mlorganer. Dette glder generelt for de fleste stoffer, som opkoncentreres i kroppen. For dioxinerne er det vist, at den totale kropsbelastning (body burden) er det mest velegnede ml til at udtrykke "dosis" med. Kropsbelastningen i de forsgsdyr, hvor ovennvnte flsomme effekter blev set, er mlt til mellem 28 og 73 ng TCDD/kg. Det er relativt simpelt at udregne den daglige indtagelse af TCDD, der skal til for at opn en tilsvarende kropsbelastning (i ligevgt - steady-state) i mennesker, nemlig fra 14 pg/kg legemsvgt/dag til 37 pg/kg legemsvgt/dag i mere end 30 r (halveringstiden for TCDD er mere end 7 r, og der krves 4-5 halveringtider til at opn steady-state). Ud fra disse overvejelser fastsatte WHO TDI som et interval p 1-4 pg TEQ/kg legemsvgt/dag under anvendelse af en usikkerhedsfaktor p 10. WHO gr opmrksom p, at TDI ikke m opfattes som en faregrnse, og at overskridelse af TDI gennem kortere perioder (mneder til r) ikke har sundhedsmssige konsekvenser, nr blot den gennemsnitlige indtagelse over lang tid ikke overskrider TDI (7). Begrebet tolerabel daglig eller ugentlig indtagelse relaterer sig til livslang indtagelse og kan sledes ikke direkte anvendes ved risikovurderingen, nr det glder spdbrns indtagelse af dioxiner med modermlk. WHO noterede sig, at den nuvrende baggrundsindtagelse (2-6 pg TEQ/kg legemsvgt/dag) og kropsbelastning (4-12 ng TEQ/kg legemsvgt) af dioxiner og dioxin-lignende PCB ikke ligger srligt langt under de niveauer, hvor der kan forventes at optrde effekter. Overskrift niveau 3: B.2.5 Risikovurderinger af PCB I 1992 blev der foretaget en nordisk risikovurdering af PCB-eksponering (3). Risikovurderingen blev forsgt ad to veje: Vurdering af udsttelse for enkelte PCB-congenere. Denne vurdering er kun mulig for de congenere, som virker p samme mde 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 sundhedsmssige vurdering kan p denne mde relateres til 2,3,7,8-TCDD. TEF for dioxinlignende PCB blev foreslet af WHO i 1994 (76) og er blevet revurderet af WHO i 1997 (75). Vurdering af udsttelse for blandinger af PCB. P grund af manglede dosis-respons data er det ikke muligt at faststte et nul-effekt-niveau (NOAEL) for den krftfremkaldende virkning, der er iagttaget i dyreforsg med PCB. Aroclor 1254 har givet moderat, men signifikant effekt p visse immunparametre i Rhesus aber. Effekten ss efter indgift af 5 g/kg legemsvgt/dag, svarende til en PCB-koncentration i fuldblod p 10 g/L. Det er uafklaret, om pvirkning af disse immun-parametre har nogen betydning for funktionen af immunsystemet. Hyper- og hypoaktivitet og nedsat kognitiv indlringsevne er iagttaget hos abeunger, som har vret eksponeret for PCB in utero og gennem modermlken. Den laveste dosis (Aroclor 1248), som har vret undersgt, og som medfrte hyperaktivitet, er beregnet at svare til 6 g/kg legemsvgt/dag. Disse undersgelser har vret kritiseret fra mange sider. De er sledes alle foretaget i det samme laboratorium, men understttes af resultater fra andres undersgelser i mus og rotter. Lignende adfrdsmssige forstyrrelser er rapporteret i brn, hvis mdre blev eksponeret for PCB gennem indtagelse af kontamineret fisk. Effekterne, der ss i brnene, var sm, og undersgelserne muliggr ikke nogen endelig konklusion om, hvorvidt de skyldes PCB eller andre, mske oversete faktorer. Med baggrund i effekten p visuel genkendelseshukommelse i 7 mneders alderen set i Michigan-undersgelsen estimerede Tilson et al. (50) et NOAEL p 3 g PCB/L navlestrengsblod, svarende til omkring 1 mg PCB/kg fedt. Omregnet til daglig indtagelse af PCB blev foreslet et NOAEL for adfrdsmssige effekter p 0,093 g/kg legemsvgt/dag. Der er tale om en meget konservativ beregning af indtagelsen, og ATSDR (77) har i en korrigeret beregning taget hensyn til, at PCB ogs udskilles fra kroppen og nr derved frem til et NOAEL p 0,33 g/kg legemsvgt/dag. Dersom indtagelsen beregnes ud fra viden om koncentrationerne af PCB i fisk fra Lake Michigan og mdrenes gennemsnitlige rlige indtagelse af disse fisk, ns frem til en daglig indtagelse af 0,9 g PCB/kg legemsvgt (3). Dette kan sammenlignes med en beregnet PCB-indtagelse p 0,16 g/kg legemsvgt/dag, dersom al fisk, der spises, er sild eller laks fra stersen (78). Overskrift niveau 2: B.3 Kvikslv Optagelsen af kvikslvforbindelser efter indtagelse med kosten varierer fra ca. 5% for uorganisk kvikslv til nsten 100% for methylkvikslv. Efter optagelsen fordeles kvikslv i hele organismen. Dyreforsg viser de hjeste koncentrationer i nyrerne efterfulgt af leveren. Methylkvikslv fordeles mere ensartet i kroppen end andre kvikslvforbindelser og passerer let blodhjernebarrieren og placenta. Hos mennesker er der ved forgiftningstilflde fundet 6 gange hjere koncentration i hjernen end i blodet. Indholdet i navlestrengsblod er noget hjere end i moderens blod. Forholdet mellem niveauerne i blod og hr angives til omkring 1:250, men med store individuelle variationer (79). Methylkvikslv omdannes langsomt til uorganisk kvikslv i kroppen. Kvikslv udskilles langsomt fra organismen. Den biologiske halveringstid af methylkvikslv i kroppen ud fra koncentrationen i blod og hr angives til ca. 45 dage. Halveringstiden er lavere i ammende kvinder (ca. 40 dage). Undersgelser antyder, at kvikslv, der er akkumuleret i hjernen, udskilles endnu langsommere, og at halveringstiden kan vre flere r. Omkring 90% af den totale udskillelse fra mennesker sker via fces. Udskillelse sker ogs med modermlk, som angives at have en koncentration svarende til 5% af moderens blodkoncentration. Udskillelse i hret har vist sig at vre en anvendelig metode til belysning af eksponering for methylkvikslv. Ved ligevgt (steady-state) anfres, at en indtagelse af methylkvikslv p 1 g/kg legemsvgt/dag forventes at svare til en total kropsbelastning p 7 mg, blodkoncentration p 70 ppb (g/L) og hrkoncentration p 17,5 ppm (g/g) (79). Methylkvikslv er fostertoksisk i gnavere og aber, teratogent i mus og pvirker adfrd i rotte- og abeunger eksponeret in utero (mdrene doseret med 50-70 g/kg/dag fr og under graviditeten). Centralnervesystemet er det kritiske organ ved langtidseksponering for kvikslv. Effekten p voksne adskiller sig bde kvalitativt og kvantitativt fra de effekter, der ses hos brn eksponeret fr fdslen og muligvis tidligt efter fdslen, og epidemiologiske og kliniske undersgelser viser, at fosteret er langt mere flsomt end det voksne individ. Hos voksne er hmning af proteinsyntesen en af de frste effekter, der kan mles biokemisk i hjernen, og methylkvikslv kan ogs reagere direkte med receptorer i nervesystemet. WHO har anfrt, at 0,48 g/kg/dag ikke vil resultere i effekter hos voksne, mens langtidseksponering med 3-7 g/kg/dag (svarende til koncentrationer p 50-125 g/g i hr) vil kunne give en 5% forgelse i forekomsten af symptomer fra nervesystemet (parstesi). Ved prnatal eksponering er effekten af methylkvikslv af langt mere gennemgribende natur, idet den normale udvikling af neuronerne pvirkes, hvilket kan fre til ndringer i hjernens opbygning, der ses som markante histologiske ndringer. Effekter p indlring og adfrd ses i forsgsdyr med langt lavere eksponeringsniveauer af methylkvikslv end af andre kvikslvforbindelser. I forbindelse med en forgiftningsulykke i Irak er forsinket psykomotorisk udvikling blevet set ved relativt lave koncentrationer i moderens hr. Ekstrapolation af de irakiske data indikerer, at forekomsten af nogle af disse effekter (forsinket motorisk udvikling) var hjere end baggrundsfrekvensen ved koncentrationer p 10-20 g/g i moderens hr. Et gennemsnit for forskellige modelberegninger foretaget af den amerikanske miljstyrelse (US EPA) vedrrende forgiftningsulykken er fundet til 11 g/g i moderens hr. Tilsvarende forsinkelser i den neurologiske udvikling er set i flere andre studier med tilsvarende koncentrationer i mdrenes hr. WHO fastsatte allerede i 1976 en provisorisk tolerabel ugentlig indtagelse (PTWI) for total-kvikslv p 300 g per person (5 g/kg legemsvgt) for voksne og en PTWI for methylkvikslv p 200 g per person (3,3 g/kg legemsvgt) (80,81). I denne PTWI var der inkluderet en usikkerhedsfaktor p 6-10 for voksne. P grund af effekter p brn (i fosterstadiet og lige efter fdsel) har WHO i senere vurderinger gjort opmrksom p, at der ikke er nogen sikkerhed indbygget for gravide og kvinder, som ammer deres brn (79,82,83). WHO (82) konkluderede, at ved koncentrationer over 70 g/g methylkvikslv i moderens hr under graviditeten var der mere end 30% risiko for abnorme neurologiske symptomer og forsinket udvikling hos barnet, mens en forsigtig vurdering pegede p, at koncentrationer p 10-20 g/g i moderens hr under graviditeten udgjorde 5% risiko for disse effekter. WHO nvner den store usikkerhed i denne vurdering og anfrer, at det ikke kan udelukkes, at effekter p adfrd og indlringsevne, som kun kan mles i psykologiske og adfrdsmssige test, kan forekomme hos brn fdt af mdre med lavere koncentrationer af methylkvikslv i hret. WHO har udsat en endelig revision af methylkvikslv til 2001. US EPA har for nylig fastsat en RfD for methylkvikslv p 0,1 g/kg legemsvgt/dag, svarende til 1,1 g/g hr, med det forml ogs at beskytte den gravide og hendes foster (84). I en stor undersgelse p Seychellerne undersges sammenhngen mellem fostrets eksponering for methylkvikslv via moderens fiskekonsum (mlt som indhold af methylkvikslv i hret) og barnet udvikling. En initial pilotundersgelse af 1-25 mneder gamle brn indikerede, at methylkvikslv mske pvirkede personlig/social udvikling, motorik og sprog (DDST-R test), men der ss ikke neurologiske symptomer. Der var meget f abnorme scores, og nr der ss bort fra tvivlsomme scores, var der ingen effekt. En undergruppe af brnene blev undersgt efter 66 mneder, og der ss en negativ sammenhng mellem methylkvikslv og intellektuel og sproglig funktionsevne. Alle sammenhnge med undtagelse af auditiv opfattelsesevne forsvandt dog, nr 3 outliers blev udelukket. Indholdet af methylkvikslv i mdrenes hr var i gennemsnit henholdsvis 6,6 og 7,1 g/g. I hovedundersgelsen, som omfatter et vsentligt udvidet batteri af undersgelsesmetoder, er brnene indtil nu blevet undersgt efter 6, 19, 29 og 66 mneder. Kvikslvindholdet i mdrenes hr under graviditeten var i gennemsnit 5,9 g/g (0,5-26,7 g/g). Der er ikke set sammenhng mellem methylkvikslv og den mentale og fysiske udvikling af brnene med undtagelse af en svag, men signifikant negativ sammenhng mellem methylkvikslv og aktivitetsniveauet i drenge. Forfatterne anfrer, at undersgelsen ikke bekrfter WHO's skn om, at et niveau p 10-20 g/g i moderens hr vil medfre 5% risiko for effekt p den psykomotoriske udvikling (85-88). Grandjean et al. (72) undersgte 917 frske brn i 7-rs alderen for sammenhng mellem methylkvikslvindhold i navlestrengsblod og mdrenes hr ved fdslen og brnenes adfrds- og indlringsmssige udvikling. Detaljerede kliniske undersgelser og neurofysiologiske test viste ingen sikker effekt, hvorimod adskillige neuropsykologiske parametre viste en negativ sammenhng med kvikslv-koncentrationen, mest udtalt omkring sprog, opmrksomhed og hukommelse og i mindre grad vedrrende visuelle-rumlige og motoriske funktioner. Sammenhngen var stadig til stede, selv om de 15% af brnene, hvis mdre havde hrkoncentrationer strre end 10 g/g, blev udeladt. Forfatterne anfrer, at selv om testresultaterne for de hjst eksponerede brn generelt l inden for niveauet set hos de resterende brn, peger den statistiske analyse p, at en fordobling af kvikslveksponeringen mske kan medfre en 2 mneders forsinkelse i udviklingen af adskillige af funktionerne. Det gennemsnitlige kvikslvindhold i mdrenes hr var 4,3 g/g. Denne undersgelse er ikke ndvendigvis i modstrid med resultaterne fra Seychellerne, idet der ved undersgelsen af de 7-rige brn p Frerne blev benyttet avancerede metoder. Meyers et al. (87) peger ogs p, at eksponeringskilderne, nemlig grindekd versus dybhavsfisk, kan vre en signifikant forskel mellem de to studier. Overskrift niveau 2: B.4 Selen Selen angives at nedstte toksiciteten af en rkke metaller, ssom kvikslv, cadmium, bly, slv, kobber og arsen (89). Kornprodukter, kd, mlkeprodukter, g og fisk er hovedkilderne til menneskers indtagelse af selen. Selen forekommer i forskellige former (specier), fx selen, selenit, selenat og selenomethionin. Selenomethionin menes at vre den vigtigste selenforbindelse i fdevarer, selvom den nuvrende viden om selenspeciering er begrnset. Den daglige indtagelse af selen i Danmark er sknnet til 56 28 g (90). Selen er et essentielt spormineral for mennesker. Selen spiller en vigtig rolle i organismen ved at indg i proteiner og enzymer, som opfanger og uskadeliggr reaktive iltforbindelser. Selenmangel menes at vre 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 g/L, isr smbrn og gravide kvinder. Sygdommen, som ofte har ddelig udgang, er karakteriseret ved omrder af dde celler og bindevvsdannelse i hjertemuskulaturen, uden forandringer i koronararterierne. Selenmangel (lavt indhold i blodet) er ogs blevet kdet sammen med en rkke andre lidelser, f.eks. alkoholbetinget levercirrhose, gigtsygdomme, cystisk fibrose og andre degenerative sygdomme. Ud fra undersgelser fra Kina anses menneskers minimale behov for selen at vre 15-20 g/dag. I Danmark anbefales en daglig indtagelse af 50 g selen for voksne (90). Vandoplselige selenforbindelser absorberes godt fra mavetarmkanalen hos mennesker og forsgsdyr. Selenforbindelserne fordeles hurtigt til de fleste organer. De hjeste koncentrationer findes i lever, nyrer, milt og testikler. Bde uorganiske og organiske selenforbindelser passerer placenta og udskilles ogs i modermlken. Hovedparten af selen udskilles dog med urin og faeces (89). Hje, daglige doser p 27-31 mg selen har givet akutte symptomer p forgiftning, ssom hovedpine, omtgethed, kvalme, diarr, mavesmerter, rystelser, kramper og opkastninger. Hrtab, knogleskrhed og irritabilitet er ogs beskrevet. Lang tids indtagelse af hje doser har ogs medfrt flelseslshed og lammelser. Tab af hr og negle, misfarvning af huden, udvikling af drlige tnder og symptomer fra centralnervesystemet er rapporteret hos personer med urinkoncentrationer mellem 200 og 1980 g selen/L. Med baggrund i undersgelser af ca. 400 personer fra Kina, som boede i et omrde med hj forekomst af selen, angives NOAEL for symptomer p selenforgiftning at vre 0,85 mg selen per dag og LOAEL at vre 1,26 mg selen per dag. De tilsvarende koncentrationer i fuldblod angives til 1,0 og 1,35 mg/L. Der er ikke fundet sammenhng mellem eksponering for selen og get krftrisiko. Tvrtimod synes eksponering for selen inden for visse, lavere dosisomrder at have en hmmende effekt p udviklingen af forskellige krftformer (90). I dyreforsg (rotter) har 0,2 mg/kg legemsvgt/dag medfrt, at knoglerne blev mere blde. Doser hjere end 2,5 mg/kg legemsvgt/dag gav tydelige tegn p forgiftninger, mens 10 mg/kg legemsvgt/dag medfrte ddsfald i lbet af en mnedstid. Effekter p reproduktionen er kun set efter doser, som er toksiske for moderdyrene. Et NOAEL p 0,34 mg/kg legemsvgt/dag for pvirkning af reproduktionsevnen er rapporteret i mus, mens 0,17 mg/kg legemsvgt/dag er angivet som NOAEL for effekter p fostrets udvikling. Andre undersgelser har dog ikke kunnet bekrfte en effekt p fosterudviklingen (89). Der er modstridende oplysninger om selenforbindelsernes genotoksicitet. Mens hje koncentrationer af natriumselenit, og i visse undersgelser ogs natriumselenat, har vist en rkke genotoksiske effekter i cellekulturer, har lavere koncentrationer vist en beskyttende effekt mod skader p arveanlggene (89). En rkke dyreforsg har ikke demonstreret krftfremkaldende effekter af selen. Tvrtimod har selenberigelse af foderet til forsgdyr, som behandles med krftfremkaldende stoffer, i mange undersgelser hmmet udviklingen af en rkke krftformer (89). Tabel 1. TEF (dioxin-toksicitets-kvivalent-faktorer). Stof TEF PCDD WHO (5) 2,3,7,8-TCCD 1,0 1,2,3,7,8-PeCDD 0,5 1,2,3,4,7,8-HxCDD 0,1 1,2,3,6,7,8-HxCDD 0,1 1,2,3,7,8,9-HxCDD 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0,01 OCDD 0,001 PCDF WHO (5) 2,3,7,8-TCDF 0,1 1,2,3,7,8-PeCDF 0,05 2,3,4,7,8-PeCDF 0,5 1,2,3,4,7,8-HxCDF 0,1 1,2,3,6,7,8-HxCDF 0,1 1,2,3,7,8,9-HxCDF 0,1 2,3,4,6,7,8-HxCDF 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0,01 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 0,01 OCDF 0,001 Non-ortho PCB Ahlborg et al. ( 76 ) PCB 81 ( 3,4,4,5 ) ingen TEF PCB 77 (3,3,4,4 ) 0,0005 PCB 126 ( 3,3,4,4,5 ) 0,1 PCB 169 ( 3,3,4,4,5,5 ) 0,01 Mono-ortho PCB Ahlborg et al. ( 76 ) PCB 105 (2,3,3,4,4) 0,0001 PCB 114 (2,3,4,4,5 ) 0,0005 PCB 118 (2,3,4,4,5) 0,0001 PCB 123 (2,3,4,4,5) 0,0001 PCB 156 (2,3,3,4,4,5) 0,0005 PCB 157 (2,3,3,4,4,5) 0,0005 PCB 167 (2,3,4,4,5,5) 0,00001 PCB 189 2,3,3,4,4,5,5) 0,0001 Di-ortho PCB Ahlborg et al. ( 76 ) PCB 170 (2,2,3,3,4,4,5) 0,0001 PCB 180 (2,2,3,4,4,5,5) 0,00001 WHO har i 1997 foreslet reviderede TEF-vrdier for dioxiner og dioxinlignende PCB. I forhold til ovenstende 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-vrdier til di-ortho PCB (75). Tabel 2. Gennemsnitlige indhold af PCDD/PCDF og PCB i modermlk hos forskellige befolkningsgrupper. Lokalitet Antal prver PCDD/PCDF 1 Non-ortho- PCB 1 2 Total dioxin 1 3 Total-PCB 4 5 Danmark (1993) 6 Pool (n=48) n= 10 n= 37 15,2 16,7 2,3 (10,1) 2 6,1 (11,0) 2 7,1 (11,7) 2 17,5 22,8 0,46 0,21 (sum af 6PCB) 5 Tyskland (1993) 7 n= 10 16,5 9,0 25,5 0,38 (sum af 6 PVB) 5 Holland (1993) 7 n= 17 22,5 8,8 (10,8) 2 31,3 0,26 (sum af 6 PCB) 5 Holland (1990-91) 8, 9 n= 38 28,1 16,5 44,6 Holland (1990-1991) 9, 10 n= 210 30,2 16,0 (15) 2 46,2 Frerne 11 (1987) n= 11 29,4 14,7 44,1 1,9 Frerne 12 (1987) n= 4 40,4 27,3 67,2 3,5 Grnland (Inuit; 1992-94) 13 n= 13 n= 26 143,1 212,2 355,3 16,9 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 undersgelser. 4 mg/kg fedt. 5 I mange nyere undersgelser er total-PCB erstattet med "sum-PCB", som i dette tilflde er summen af 6 udvalgte markr-PCB (PCB 28, 52, 01,138, 153 og 180). Antallet kan variere fra undersgelse til undersgelse. Total-PCB er typisk 50-100% hjere end sum-PCB. 6 Nrvrende undersgelse. 7 (91). 8 (70). 9 Brnenes udvikling undersgt. 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 Prver af fedtvv; både kvinder og mænd, alder 68 år i gennemsnit (93,94). Overskrift niveau 2: Referencer 1 Sundhedsstyrelsen. Forurening af modermlk med visse chlorerede pesticider og PCB. Kbenhavn: Sundhedsstyrelsen; 1983. Hygiejne-meddelelser: 3, bind I (rapport) og II (bilag). 2 Sundhedsstyrelsen. Dioxiner i modermlk. Modermlks indhold i 1986 af dioxiner, furaner, PCB og visse chlorerede pesticider. Kbenhavn: Sundhedsstyrelsen, Levnedsmiddelstyrelsen og Miljstyrelsen; 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 (c-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 Hyer AP, Grandjean P, Jrgensen 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, Hkansson H, Wrn F, et al. Nordisk dioxinriskbedmning. Rapport frn en nordisk expertgrupp. Kbenhavn: Nordisk Ministerrd; 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 , 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 , 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. Overvgningssystem for levnedsmidler 1988-1992. Sborg; 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. Kbenhavn: Nordisk Ministerrd; 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. Overskrift niveau 1: Bilag C. Analysemetoder Overskrift niveau 2: C.1 Analysemetode til bestemmelse af chlorholdige pesticider og total-PCB i modermlk Ved Gudrun Hilbert. Analyselaboratorium: Fdevaredirektoratet, Institut for Fdevareundersgelser og Ernring. Flgende chlorholdige pesticider og nedbrydningsprodukter blev bestemt i modermlksprverne: Hexachlorbenzen (HCB), hexachlorcyclohexan (-HCH), lindan (-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 p metoden beskrevet i (1). Oprensnings- og separationsmetoden er baseret p metoder beskrevet i (2) og (3). Ekstraktion 30 mL modermlk blev blandet med 12,5 mL 8% kaliumoxalat-oplsning 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-oplsning, trret gennem vandfri natriumsulfat og inddampet til nogle f mL. Inddampningsresten blev overfrt til et tareret vejeglas. Efter lufttrring ved rumtemperatur og efterflgende trring til konstant vgt ved 70C blev fedtindholdet bestemt. Oprensning og separation Florisil blev standardiseret ved aktivering i 18 timer ved 450C 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 modermlk-fedt (oplst i pentan) blev sat p 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 overfrt til en silica-kolonne. Silica blev standardiseret ved opvarmning til 120C i 12 timer. En glaskolonne (8 x 500 mm) blev pakket med et stykke vat, 7 g standardiseret silica og nogle f cm vandfri natriumsulfat. Den frste 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 trhed og genoplst i isooctan. Gaschromatografisk bestemmelse Total-PCB blev bestemt ved GC-ECD p en Packard 427 GC med en pakket kolonne (0,8% DC200/3,2% QF1 p 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 N2 med 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 p en HP 6890 GC med to parallelle kolonner: CP-SIL5 CB (Chrompack, 50 m, 0,25 mm i.d., 0,25 m filmtykkelse) og CP-Sil Select (Chrompack, 50 m, 0,25 mm i.d., 0,25 m filmtykkelse). 2,4-dichlorbenzylhexylether (DCBE D6) blev brugt som sprjtestandard. Der blev injiceret 2 L, splitless. Injektortemperatur og -tryk var 250C henholdsvis 108 kPa. Detektortemperaturen var 300C. Ovnen var programmeret sledes: 90C i 2 minutter, 20C/minut til 170C med et 7,5 minutters hold, 3C/minut til 280C. Tophjde blev brugt til kvantificering sammen med en liner kalibreringskurve. Detaljer og dokumentation af analysemetoden er beskrevet i (4). Kvalitetssikring Test for reagensblind og genfindelsesforsg blev udfrt regelmssigt. I reagensblindene var kun ubetydelige mngder af de undersgte stoffer. Middelgenfindelsesprocenten for de forskellige stoffer blev bestemt til mellem 74% og 109%. En intern referenceprve blev analyseret med i hver analyseserie. Spredningen p en enkeltbestemmelse af de forskellige pesticider blev estimeret til mellem 7% og 24% ud fra 17 gentagne analyser af den interne referenceprve. For total-PCB blev spredningen estimeret til 10%. Detektionsgrnsen blev for pesticiderne fastsat til tre gange stjen p basislinjen. Detektionsgrnserne 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 -HCH. Detektionsgrnsen for total-PCB blev estimeret til 100 ng/g fedt. Analytiske problemer P grund af problemer med omdannelse af p,p'-DDT til p,p'-DDD i injektoren p gaschromatografen bliver ingen resultater for p,p'-DDT opgivet. Referencer 59)Official methods of analysis. AOAC. 1984. Metode 29.012. 60)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. 61)Collins GB, Holmes DC, Jackson FJ. The estimation of polychlorobiphenyls. J Chromatogr 1972;71:443-9. 62)Analysemetode FC024.1, Veterinr- og Fdevaredirektoratet. Figur C.1. Flowdiagram over analysemetoden anvendt til bestemmelse af chlorholdige pesticider og total-PCB i modermlk. Billede: Figuren viser analysemetoden med flgende trin: separation af fedtfasen, fjernelse af fedtet og opdeling af pr&oslash;ven i to fraktioner. Overskrift niveau 2: C.2 Analysemetode til bestemmelse af PCB-congenere i modermlk Ved Tommy Cederberg. Analyselaboratorium: Fdevaredirektoratet, Institut for Fdevareundersgelser og Ernring. De congener-specifikke bestemmelser af PCB i modermlksprverne blev foretaget ved en fedtekstraktion af prverne og en efterflgende oprensning, hvor mono- og di-ortho PCB blev separeret i n fraktion og non-ortho PCB i en anden. Begge fraktioner blev analyseret ved hjlp af gaschromatografi med hjtoplsende massespektometrisk detektion. Kvantifikationen blev udfrt ved isotopfortynding med 13C-mrkede PCB-congenere. Flgende 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 p metoden beskrevet i (2), oprensning og separation er modificeret ud fra metoden beskrevet i (3). Ekstraktion Ca. 100 mL modermlk blev i en skilletragt blandet med 25 mL 8% kaliumoxalat og 100 mL ethanol. Hertil blev der tilsat 13C-isotopmrkede 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 n gang med 500 mL vand og 30 mL 20% natriumchloridoplsning og to gange med 100 mL 2% natriumchloridoplsning. Den organiske fase blev trret gennem vandfrit natriumsulfat og inddampet til trhed. Efter oplsning 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 overfrt med tre gange 15 mL n-pentan til en glaskolonne pakket med en tot glasuld, 15 g 44% svovlsyreimprgneret silica, 12 g 22% svovlsyreimprgneret silica, 8 g aktiveret silica og verst 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 overfrt 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 p en kolonne bestende 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 overfrt til en vial indeholdende 1 mL isooctan med sprjtestandarden 13C-PCB 105. Fraktion 2 blev ligeledes inddampet til lille volumen og overfrt med isooctan til en vial indeholdende 20 L dodecan med sprjtestandarden 13C-PCB 105. Analytisk bestemmelse Analyserne blev foretaget ved hjlp af gaschromatografi med hjtoplsende 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 m filmtykkelse) fra SGE. Bregas var helium ved 10,5 psi. Fr analyserne blev det undersgt, om denne kolonnetype var i stand til at separere de aktuelle PCB-forbindelser. Dette skete ved at monitere for interferens fra hjere chlorerede PCB-congenere og ved at sammenligne resultater fra analyse p en DB1701 kolonne. Massespektrometret blev opereret i SIR-mode (selected ion recording) med lockmasse og med flgende parametre: elektronimpakt (EI) ved en resolution p 10.000, elektronenergi 38 eV, accelerationsspnding 8.000 V, trap-strm 650 A, ionkildetemperatur 260C, ms-interface 270C og 280C. Mono- og di-ortho PCB: On-column injektion, 1 L injiceret, forkolonne uncoated og deaktiveret (2,5 m, 0,53 mm i.d.). Temperaturprogrammeringen af GC ovnen: 80C i 2 minutter, 20C/minut til 180C, 3C/minut til 290C. Detektionen foregik i tre funktioner med monitering af to ionfragmenter i chlorisotopklusteret ved molekylmassen for hver chloreringsgrad. Det samme var tilfldet for de 13C-isotopmrkede interne standarder og for sprjtestandarden. 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 280C, 1 L injiceret, splitventil lukket 1 minut. Temperaturprogrammeringen af GC ovnen: 170C i 1 minut, 6C/minut til 290C. Detektionen foregik i tre funktioner med monitering af to ionfragmenter i chlorisotopklusteret ved molekylmassen for hver chloreringsgrad. Det samme var tilfldet for de 13C-isotopmrkede interne standarder og for sprjtestandarden. 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 p baggrund af retentionstid, korrekt isotopforhold mellem 35Cl og 37Cl (15% tolerance i forhold til standarderne) og signal/stj-forhold strre end 3. Der blev benyttet firepunkts linere kalibreringskurver. Kvalitetssikring Hver analyseserie bestod af en reagensblind, 2 kvalitetskontrolprver og 3 prver. Kvalitetskontrolprven var en stor poolprve af modermlk. Da alle prver blev spiked med 13C-mrket PCB-congenere, var der for hver prve kontrol med genfindingen. For mono- og di-ortho PCB var middel-genfindingen mellem 88% og 101%, for non-ortho PCB 60%. Kvantifikationen blev udfrt i forhold til de 13C-mrkede standarder, s der blev automatisk korrigeret for genfinding. Spredningen p en enkeltbestemmelse af de enkelte PCB-congenere blev for kvalitetskontrolprven bestemt til mellem 2,8% og 7,3% (n=28). Detektionsgrnsen blev beregnet ved anvendelse af tre gange stjen p basislinjen til 0,1 ng/g fedt for mono- og di-ortho PCB og 0,15 pg/g fedt for non-ortho PCB. Pga. forhjet 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-vrdi. Som et led i kvalitetssikringen af analysemetoden deltog laboratoriet i WHOs 4. interkalibrering af PCB og dioxiner i modermlk og blodplasma. Referencer 63)Analysemetode FC037.1, Veterinr- og Fdevaredirektoratet. 64)Official methods of analysis AOAC. 1984. Metode 29.012. 65)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 modermlk. Billede: Figuren viser analysemetoden med foslash;lgende trin: separation af fedtfasen, fjernelse af fedtet, isolering af PCB fra interferende forbindelser og adskillelse af non-ortho PCB fra andre PCB-congenere. Overskrift niveau 2: C.3 Analysemetode til bestemmelse af dioxin og PCB i modermlk 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 mm) and a 50 m Ultra 2 (0.2 mm ID, film thickness 0.33 m) 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. Overskrift niveau 2: C.4 Analysemetode til bestemmelse af kvikslv i modermlk og blod Overskrift niveau 3: C.4.1 Kvikslv i modermlk Ved Brita Lumbye Andersen og Poul Jrgen Jrgensen. Analyselaboratorium: Odense Universitetshospital, Klinisk Kemisk Afdeling, Sporstoflaboratoriet. The milk was stored at -20C in 50 mL plastic tubes (Greiner, Kremsmnster, Austria). To determine mercury concentration in the milk, we transferred 1000 L heated (40) accurately weighed sample with a pipette (Labsystem, Helsinki, Finland) and added 1000 L H20 Milli-QTM (Millipore S.A. Molsheim, France) together with 3000 L 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 L 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 L of digested sample was transferred to a test tube (Sarstedt, Rommelsdorf, Nmbrecht, Germany), and 3000 L 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 75C water bath for 30 minutes. After cooling, we reduced excess KMnO4 (Merck) by careful addition of 500 L 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 g Hg/L solution was obtained. From this solution, a dilution to 10 gHg/L was made, and from 10 g Hg/L further dilutions to 2, 4 and 6 g 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 g/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. Overskrift niveau 3: C.4.2 Kvikslv i blod Ved Chris Christensen og Poul Jrgen Jrgensen. Analyselaboratorium: Odense Universitetshospital, Klinisk Kemisk Afdeling, Sporstoflaboratoriet. The blood was stored in 10 mL Venoject tubes at -20oC. To determine mercury concentrations in the blood, we transferred 1000 L sample with a pipette together with 3000 L 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 L digested sample was transferred to a test tube (Sarstedt, Nrnbrecht, Germany), and 3000 L 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 75oC warm water bath for 30 minutes. After cooling, we reduced excess potassium permanganate by careful addition of 500 L 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 g Hg/L was made, and from 10 g Hg/L further dilutions to 2, 4 and 6 g Hg/L were made. The standard curve was treated like the digested samples. The detection limit was estimated to be 0,12 g 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 g Hg/L, 6,9 g Hg/L and 12,0 g 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 g Hg/L, 6,9 g Hg/L and 12,0 g Hg/L compared to the assigned values of 3 g Hg/L, 9 g Hg/L and 12 g Hg/L. Reference 66)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. Overskrift niveau 2: C.5 Analysemetode til bestemmelse af selen i modermlk og blod Overskrift niveau 3: C.5.1 Selen i modermlk Ved Brita Lumbye Andersen og Poul Jrgen Jrgensen. Analyselaboratorium: Odense Universitetshospital, Klinisk Kemisk Afdeling, Sporstoflaboratoriet The milk was stored at -20C in 50 mL plastic tubes (Greiner, Kremsmuster, Austria). To determine selenium concentration in the milk we transferred 1000 L heated (40C) accurately weighed sample with a pipette (Labsystem, Helsinki, Finland), together with 3000 L 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 L 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 L of the diluted sample were placed on the platform at the graphite tube. Aching temperature was 1150C, and atomizing temperature was 2350C. 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. Overskrift niveau 3: C.5.2 Selen i blod Ved Poul Jrgen Jrgensen og Brita Lumbye Andersen. Analyselaboratorium: Odense Universitetshospital, Klinisk Kemisk Afdeling, Klinisk Biokemi, Klinisk Genetik. The blood was stored at -20C 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 L of the diluted sample were placed on the platform of the graphite tube followed by 10 L 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 1300oC and atomizing temperature 2200oC. 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 mol/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 g/L (assigned value, 80 g/L). Detection limit (three times the standard deviation of the blank) was estimated to be 12,1 g/L. Overskrift niveau 1: Bilag D. Resultater i tabelform Overskrift niveau 2: D.1 Chlorholdige pesticider og total-PCB i modermlk By Prve nr. r HCB -HCH Lindan Heptachlor epoxid Dieldrin p,p'-DDE PCB Fedt % Esbjerg 02-10 02-11 02-15 02-17 1993 1993 1993 1993 26 31 28 30 39 38 24 30 i.p 2 i.p i.p 7 8 6 6 6 5 7 7 243 206 167 167 533 447 502 486 2,8 2,2 2,1 2,9 Nstved 03-05 03-06 03-08 03-10 03-11 1993 1993 1993 1993 1993 23 32 27 62 40 25 33 45 39 39 6 i.p i.p i.p i.p 6 7 10 10 13 9 7 19 11 14 219 99 180 647 167 423 334 353 628 376 3,4 4,2 5,5 3,0 2,9 Hvidovre 04-05 04-07 04-14 04-16 04-18 1993 1993 1994 1994 1994 41 22 66 24 25 37 16 58 27 34 i.p i.p i.p i.p i.p 8 4 9 7 4 9 7 6 6 13 193 168 293 79 76 437 299 555 304 381 2,4 2,6 2,0 1,9 2,7 Holbk 05-01 05-04 05-05 05-10 05-12 05-15 1993 1993 1993 1993 1993 1993 50 38 41 29 55 29 51 37 38 24 68 29 i.p i.p i.p i.p i.p i.p 8 7 9 7 19 7 10 6 11 8 11 4 187 127 344 80 382 175 677 373 487 381 829 306 3,4 4,4 4,6 2,5 3,7 4,0 rhus 06-04 06-10 06-12 06-14 06-15 06-18 06-19 06-20 1993 1993 1993 1993 1993 1993 1993 1993 35 43 34 36 33 33 22 42 42 48 39 57 33 54 28 51 i.p i.p i.p i.p i.p i.p i.p i.p 10 15 6 16 10 9 9 8 8 10 8 9 12 6 8 11 77 226 141 271 98 155 137 167 414 600 325 536 388 498 373 409 2.8 3,9 3,7 2,5 1,7 2,7 1,7 4,3 Bornholm 07-06 07-12 1993 1994 31 33 34 38 i.p i.p 8 7 6 13 322 500 475 576 1,7 3,1 Viborg 08-07 08-10 1993 1993 39 34 54 42 i.p i.p 8 7 8 6 475 155 759 579 3,2 2,3 Snderborg 09-02 09-04 09-08 09-20 1993 1993 1993 1993 29 21 35 39 33 - 38 46 i.p 6 i.p i.p 7 6 20 10 8 3 12 7 386 345 141 190 567 454 393 415 3,5 3,9 3,3 3,2 Maximum 66 68 6 20 19 647 829 5,5 Minimum 21 16 i.p 4 3 76 299 1,7 Middel 35 39 - 9 9 222 469 3,1 Median 33 38 - 8 8 178 442 2,9 Enhed: ng/g fedt i.p. : ikke pvist NB: p,p'-DTT er ikke medtaget p grund af problemer ved analysen Overskrift niveau 2: D.2 PCB-congenere i modermlk By Esbjerg Nstved Prvenummer r Fedt % 02-10 1993 3,3 02-11 1993 2,6 02-15 1993 1,9 02-17 1993 2,9 03-03 1993 3,8 03-04 1993 3,1 03-05 1993 3,5 03-06 1993 4,8 03-08 1993 5,7 03-10 1993 2,7 03-11 1993 3,0 ng/ fedt WHO- TEF PCB 28 1,5 1,6 2,2 3,4 4,4 2,1 4,1 3,4 1,9 2,5 2,7 PCB 52 0,6 0,3 0,5 0,4 0,2 0,3 0,3 0,5 0,2 0,6 0,6 PCB 105 0,0001 3,4 3,7 4,6 3,1 4,4 4,5 4,9 2,7 3,3 5,1 4,0 PCB 118 0,0001 14,8 15,1 18,8 14,2 20,0 21,8 20,4 11,8 13,5 23,7 16,4 PCB 138 79,3 48,9 67,7 48,7 58,6 59,5 59,0 39,9 68,6 98,3 50,4 PCB 153 134,0 95,6 118,2 93,3 126,9 107,4 116,9 74,0 101,6 163,2 98,1 PCB 156 0,0005 10,8 8,2 10,2 10,0 16,9 12,6 16,6 8,0 8,7 14,8 10,7 PCB 157 0,0005 1,7 1,4 1,7 1,5 2,0 1,8 1,5 1,1 1,1 2,2 1,5 PCB 167 0,00001 2,2 2,8 2,8 2,2 3,8 3,0 3,7 1,6 2,0 4,1 2,6 PCB 170 0,0001 26,4 19,5 24,6 23,6 38,9 24,4 33,4 18,7 21,4 31,7 25,2 PCB 180 0,00001 48,0 40,2 49,7 40,4 63,8 42,9 47,7 32,2 38,0 58,0 41,5 PCB 189 0,0001 0,9 0,7 0,9 0,8 1,3 0,7 1,0 0,7 0,7 0,9 1,0 TEQ (pg/g) 11,3 9,1 11,4 10,3 16,6 12,8 15,5 8,3 9,2 15,3 11,2 pg/g fedt PCB 77 PCB 126 PCB 169 TEQ (pg/g) 0,0005 0,1 0,01 - 64,2 40,4 6,8 - 60,0 34,3 6,3 - 76,3 37,5 8,0 - 45,2 30,1 4,8 - 81,6 46,2 8,6 - 62,1 36,9 6,6 - 80,9 27,3 8,4 - 46,4 24,3 4,9 - 45,0 24,7 4,7 - 74,5 55,3 8,0 - 67,6 28,8 7,0 Total-TEQ PCB (pg/g) 18,1 15,5 19,4 15,2 25,2 19,4 23,9 13,2 14,0 23,3 18,3 By Hvidovre Prvenummer r Fedt % 04-05 1993 2,4 04-07 1993 2,5 04-14 1994 2,5 04-16 1994 1,9 04-18 1994 2,7 ng/ fedt WHO- TEF PCB 28 3,5 3,6 7,3 2,0 2,1 PCB 52 0,2 0,9 1,1 0,1 0,1 PCB 105 0,0001 3,9 2,0 3,8 2,4 2,0 PCB 118 0,0001 16,5 8,8 18,5 9,7 9,5 PCB 138 47,7 30,3 76,1 32,9 18,6 PCB 153 83,1 58,8 128,1 58,1 70,9 PCB 156 0,0005 8,0 6,2 11,5 5,8 11,3 PCB 157 0,0005 1,1 0,9 1,7 0,9 1,5 PCB 167 0,00001 2,4 1,5 3,0 1,6 0,8 PCB 170 0,0001 18,1 16,2 29,2 14,3 26,1 PCB 180 0,00001 31,2 30,0 54,0 25,6 48,1 PCB 189 0,0001 0,6 0,5 1,0 0,6 0,9 TEQ (pg/g) 8,8 6,6 12,4 6,3 10,7 pg/g fedt PCB 77 PCB 126 PCB 169 TEQ (pg/g) 0,0005 0,1 0,01 - 60,2 22,7 6,3 - 47,4 20,9 4,9 - 71,6 39,2 7,6 - 49,5 18,1 5,1 - 39,7 28,8 4,3 Total-TEQ PCB (pg/g) 15,1 11,6 20,0 11,5 15,0 By Holbk rhus Prvenummer r Fedt % 05-01 1993 3,4 05-04 1993 4,1 05-05 1993 4,3 05-10 1993 2,4 05-12 1993 3,6 05-15 1993 4,6 06-04 1993 3,0 06-10 1993 3,9 06-12 1993 4,0 06-14 1993 2,6 06-15 1993 1,7 06-18 1993 2,8 06-19 1993 2,0 06-20 1993 4,4 ng/ fedt WHO- TEF PCB 28 6,4 14,0 4,6 2,2 6,1 4,7 1,2 22,6 2,4 7,3 - 5,1 4,1 5,1 PCB 52 0,2 0,8 0,6 0,5 0,4 0,6 0,1 0,4 0,2 0,7 - 0,3 0,3 0,2 PCB 105 0,0001 4,5 4,7 5,6 2,0 8,2 3,4 1,2 5,2 3,2 4,4 - 3,9 2,1 3,9 PCB 118 0,0001 21,9 19,0 23,8 11,5 35,6 14,3 5,9 24,1 13,0 21,1 - 20,1 9,5 18,7 PCB 138 71,0 44,9 71,3 35,8 100,2 33,3 24,0 90,1 50,0 58,6 - 58,2 34,6 54,7 PCB 153 135,6 76,2 122,9 71,2 233,3 55,1 46,4 162,8 85,2 111,8 - 124,0 63,7 99,1 PCB 156 0,0005 13,9 6,9 12,2 7,4 32,5 5,3 4,8 19,2 8,3 10,3 - 13,4 6,8 9,9 PCB 157 0,0005 1,7 1,0 1,5 1,0 4,2 0,8 0,7 2,5 1,3 1,4 - 2,0 1,1 1,4 PCB 167 0,00001 4,2 2,6 3,3 1,9 7,1 1,6 1,0 3,9 2,1 1,3 - 3,6 1,5 2,8 PCB 170 0,0001 36,4 15,9 26,1 16,2 63,9 12,8 12,6 44,0 18,9 23,9 - 32,8 14,9 22,7 PCB 180 0,00001 64,4 27,6 44,5 30,3 120,9 22,8 22,0 75,1 33,2 42,5 - 56,6 27,7 42,2 PCB 189 0,0001 1,3 0,5 0,8 0,5 2,6 0,4 0,4 1,6 0,7 0,7 - 1,2 0,5 0,8 TEQ (pg/g) 14,9 8,2 13,0 7,6 30,6 6,4 5,0 19,1 8,7 11,3 - 14,1 6,9 10,7 pg/g fedt PCB 77 PCB 126 PCB 169 TEQ (pg/g) 0,0005 0,1 0,01 - 75,9 42,3 8,0 - 94,9 26,3 9,8 - 105,3 43,3 11,0 - 61,6 26,9 6,4 - 150,2 91,6 15,9 - 70,8 19,4 7,3 - 28,9 13,9 3,0 - 78,1 51,0 8,3 - 37,1 25,8 4,0 - 71,4 28,3 7,4 - 40,2 30,6 4,3 - 68,5 46,4 7,3 - 36,7 21,6 3,9 - 83,5 33,8 8,7 Total-TEQ PCB (pg/g) 22,9 18,0 23,9 14,0 46,6 13,7 8,0 27,5 12,7 18,7 - 21,4 10,8 19,4 By Bornholm Viborg Snderborg Prvenummer r Fedt % 07-06 1993 1,6 07-12 1994 3,1 08-07 1993 3,1 08-10 1993 2,3 09-02 1993 3,1 09-04 1993 4,4 09-08 1993 3,8 09-20 1993 3,8 ng/ fedt WHO- TEF PCB 28 4,7 3,1 1,6 3,1 1,9 3,9 4,6 2,7 PCB 52 0,4 0,1 0,2 0,1 0,2 0,3 0,3 0,3 PCB 105 0,0001 5,0 9,2 3,1 4,5 3,8 3,3 4,1 3,8 PCB 118 0,0001 19,9 35,6 13,1 20,9 17,2 13,6 17,7 17,3 PCB 138 84,4 87,2 120,5 80,3 94,5 67,7 60,8 55,1 PCB 153 122,9 148,2 186,4 150,7 146,2 113,3 93,5 100,1 PCB 156 0,0005 10,4 15,6 15,4 14,6 11,3 10,7 7,9 8,5 PCB 157 0,0005 1,7 2,6 2,1 2,0 1,6 1,6 1,1 1,3 PCB 167 0,00001 3,0 4,5 2,9 4,1 3,3 2,1 2,6 2,9 PCB 170 0,0001 22,3 28,6 36,6 35,7 28,2 24,4 20,1 21,1 PCB 180 0,00001 43,1 54,8 69,2 61,4 48,9 43,1 34,6 35,9 PCB 189 0,0001 0,7 1,2 1,2 1,2 0,9 0,9 0,7 0,7 TEQ (pg/g) 11,3 17,1 14,8 15,2 11,9 10,8 9,2 9,6 pg/g fedt PCB 77 PCB 126 PCB 169 TEQ (pg/g) 0,0005 0,1 0,01 - 69,0 38,7 7,3 - 173,4 66,8 18,0 - 30,5 34,2 3,4 - 85,8 39,0 9,0 - 50,1 33,3 5,3 - 49,2 28,7 5,2 - 84,5 27,6 8,7 - 67,6 28,0 7,0 Total-TEQ PCB (pg/g) 18,6 35,1 18,2 24,2 17,3 16,0 17,9 16,6 Alle prver (n=37) Max: Min. Middel Median Fedt % 5,7 1,6 3,2 3,1 ng/ fedt PCB 28 PCB 52 PCB 105 PCB 118 PCB 138 PCB 153 PCB 156 PCB 157 PCB 167 PCB 170 PCB 180 PCB 189 22,6 1,1 9,2 35,6 120,5 233,3 32,5 4,2 7,1 63,9 120,9 2,6 1,2 0,1 1,2 5,9 18,6 46,4 4,8 0,7 0,8 12,6 22,0 0,4 4,3 0,4 4,0 17,5 61,1 110,2 11,2 1,6 2,8 25,7 45,7 0,9 3,4 0,3 3,9 17,3 58,6 107,4 10,4 1,5 2,8 24,4 42,9 0,8 TEQ (pg/g) 30,6 5,0 11,7 11,2 pg/g fedt PCB 77 PCB 126 PCB 169 TEQ (pg/g) - 173,4 91,6 18,0 - 28,9 13,9 3,0 - 68,0 34,6 7,1 - 67,6 30,4 7,0 Total-TEQ PCB (pg/g) 46,6 8,0 18,9 18,1 Overskrift niveau 2: D.3 Dioxin og PCB-congenere i modermlk By Prvenummer r Fedt % Pool 1993 3,61 Esbjerg 02-13 1993 2,98 Nstv. 03-03 1993 4,02 Nstv. 03-04 1993 3,36 Hvidov. 04-11 1993 3,92 Holbk 05-01 1993 3,37 rhus 06-01 1993 4,61 rhus 06-02 1993 3,34 Bornh. 07-06 1993 1,67 Viborg 08-07 1993 3,05 Snderborg 09-14 1993 4,26 PCDD (pg/g) 2,3,7,8-TCDD 1,2,3,7,8-PeCDD 1,2,3,4,7,8-HxCDD 1,2,3,6,7,8-HxCDD 1,2,3,7,8,9- HxCDD 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD OCDD I-TEF 1,0 0,5 0,1 0,1 0,1 0,01 0,001 1,7 5,6 7,7 25,9 5,1 26,0 141,0 1,5 4,6 6,8 18,4 4,3 31,8 130,3 1,5 5,4 8,2 25,8 7,0 30,1 171,9 2,8 6,4 7,9 24,9 4,7 30,7 194,4 1,8 5,5 5,2 23,1 4,3 21,6 148,3 2,1 7,9 7,8 28,8 6,0 15,1 134,3 2,0 6,4 9,0 26,2 4,9 29,9 113,5 1,0 3,7 5,6 17,8 3,8 15,0 134,8 1,9 6,0 7,3 26,4 5,5 29,3 135,3 1,6 6,9 7,5 34,2 7,0 22,4 222,0 2,9 8,0 12,9 33,1 8,3 66,1 251,8 PCDF (pg/g) 2,3,7,8-TCDF 1,2,3,7,8-PeCDF 2,3,4,7,8-PeCDF 1,2,3,4,7,8-HxCDF 1,2,3,6,7,8-HxCDF 1,2,3,7,8,9-HxCDF 2,3,4,6,7,8-HxCDF 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF OCDF 0,1 0,05 0,5 0,1 0,1 0,1 0,1 0,01 0,01 0,001 0,5 0,2 11,1 3,5 3,0 0,0 1,2 6,1 0,1 0,4 0,8 0,3 7,6 3,1 2,4 <0,1 1,2 4,5 0,1 0,2 <0,1 0,2 13,2 5,0 3,5 <0,1 1,1 4,3 <0,1 <0,1 0,5 0,2 15,6 4,2 3,6 <0,1 1,3 4,9 0,2 0,1 0,5 0,1 13,2 3,3 2,7 <0,1 0,7 3,6 0,1 0,9 0,4 0,2 14,7 4,6 3,5 <0,1 0,7 6,1 <0,1 0,3 0,5 0,2 15,3 4,6 4,0 0,0 2,2 4,6 0,1 0,2 0,6 0,1 5,9 3,2 1,9 <0,1 0,5 4,2 0,2 0,3 0,8 0,3 13,0 5,0 3,8 <0,1 2,2 6,0 <0,1 <0,1 0,4 0,2 12,8 4,6 3,9 <0,1 0,6 7,2 0,3 0,3 1,1 0,4 15,6 5,6 4,5 0,1 2,1 8,8 0,2 0,5 TEQ (pg/g) 15,2 11,9 16,5 19,0 15,5 18,9 18,5 9,5 17,0 17,8 22,5 Non-ortho PCB (pg/g) PCB 77 PCB 126 PCB 169 TEQ(pg/g) Indikator PCB (ng/g) PCB 28 PCB 52 PCB 101 PCB 138 PCB 153 PCB 180 Dioxin relaterede PCB (ng/g) PCB 60 PCB 74 PCB 105 PCB 118 PCB 156 PCB 157 PCB 167 PCB 180 PCB 189 TEQ (pg/g) Total-TEQ PCB (pg/g) WHO-TEF 0,0005 0,1 0,01 - - 0,0001 0,0001 0,0005 0,0005 0,00001 0,00001 0,0001 1,4 21,5 12,2 2,3 4,8 <0,1 1,3 65,2 99,7 38,5 1,2 10,4 4,5 17,4 12,5 3,3 3,3 38,5 1,5 10,7 12,9 8,1 56,4 32,4 6,0 9,3 <0,1 2,0 50,5 76,8 26,2 1,3 10,1 4,3 17,8 6,3 1,8 3,0 26,2 1,0 6,6 12,6 4,8 80,5 56,0 8,6 2,9 <0,1 0,5 65,1 99,8 57,4 1,0 10,8 3,7 18,5 14,4 2,6 3,4 57,4 1,3 11,4 20,0 4,5 63,2 43,6 6,8 <0,1 <0,1 <0,5 69,7 96,9 48,8 0,7 14,1 4,1 20,9 11,1 2,6 3,4 48,8 0,8 10,0 16,8 2,4 21,7 19,7 2,4 3,5 <0,1 1,4 90,2 130,2 50,2 0,9 11,7 3,7 19,1 16,8 3,3 3,8 50,2 1,6 13,0 15,4 2,7 91,2 58,2 9,7 6,1 <0,1 <0,5 84,7 131,5 66,0 1,1 13,6 4,5 23,1 15,9 2,9 4,4 66,0 1,3 13,0 22,7 7,0 35,8 27,4 3,9 4,2 <0,1 <0,5 79,7 123,9 46,1 1,0 12,1 4,4 19,0 14,8 3,4 3,7 46,1 2,1 12,1 16,0 4,5 33,1 22,9 3,5 2,2 <0,1 0,9 54,8 73,3 41,7 0,7 5,3 1,9 9,0 7,7 1,6 1,8 41,7 0,8 6,2 9,7 6,1 87,0 45,0 9,1 4,3 <0,1 1,0 90,1 110,2 45,0 1,2 11,1 5,1 21,3 11,3 2,6 3,3 45,0 1,0 10,1 19,2 4,4 39,6 48,0 4,4 1,5 <0,1 0,8 140,2 175,5 75,1 0,6 15,2 3,5 16,4 19,1 3,0 3,3 75,1 1,6 14,0 18,4 7,6 63,3 24,1 6,6 8,9 <0,1 1,9 91,6 130,2 46,2 1,1 14,0 5,7 32,3 16,9 3,0 5,3 46,2 1,4 14,4 21,0 Total-TEQ Dioxin+PCB (pg/g) 28,1 24,5 36,5 35,8 30,9 41,6 34,5 19,2 36,2 36,2 43,4 Koncentrationsangivelser pr. g fedt Overskrift niveau 2: D.4 Kvikslv i blod og modermlk By Prve nr. Kvikslv g/L blod By Prve nr. Kvikslv ng/g mlk Esbjerg 02-10 02-11 02-15 02-17 1,12 0,93 1,19 0,69 Esbjerg 02-10 02-11 02-17 0,14 0,35 0,16 Nstved 03-03 03-04 03-05 03-06 03-08 03-09 03-10 03-11 03-13 1,08 0,51 0,69 1,31 1,49 0,86 1,41 1,18 1,40 Nstved 03-03 03-04 03-05 03-06 03-08 03-10 03-11 03-13 0,25 i.p 0,05 0,27 0,49 0,66 0,16 0,35 Hvidovre 04-01 04-02 04-03 04-04 04-05 04-06 04-07 04-08 04-09 04-10 04-11 1,63 0,98 0,90 0,81 1,32 1,40 1,04 0,58 0,73 0,95 1,40 Hvidovre 04-05 04-07 04-08 04-14 04-16 04-18 0,35 0,31 0,17 0,41 0,41 0,12 Holbk 05-01 05-05 05-10 05-11 05-12 05-15 0,47 1,08 1,36 0,63 1,82 1,14 Holbk 05-01 05-04 05-05 05-10 05-11 05-12 05-15 0,39 i.p 0,56 0,16 0,35 0,69 0,50 rhus 06-02 06-03 06-04 06-06 06-10 06-12 06-14 06-15 06-18 06-19 06-20 06-23 06-24 06-26 06-27 1,80 1,69 0,65 1,37 1,63 1,22 1,61 1,18 1,55 0,97 0,72 0,96 1,75 1,11 1,83 rhus 06-02 06-04 06-06 06-10 06-12 06-14 06-15 06-18 06-19 06-20 06-23 06-24 06-26 06-27 0,40 0,08 0,33 0,22 0,41 0,33 0,29 14,00 0,30 0,58 0,45 0,30 0,25 0,24 Bornholm 07-03 07-06 07-12 1,30 0,93 1,35 Bornholm 07-03 07-06 07-12 0,32 0,29 0,38 Viborg 08-07 08-08 08-10 9,18 1,06 0,55 Viborg 08-07 08-08 08-10 3,70 0,78 0,22 Snderborg 09-02 09-04 09-08 09-20 0,92 1,23 1,37 0,50 Snderborg 09-02 09-04 09-08 09-20 0,22 0,25 0,34 0,02 i.p.: ikke pvist Overskrift niveau 2: D.5 Selen i blod og modermlk By Prve nr. Selen g/L blod By Prve nr. Selen ng/g mlk Esbjerg 02-10 02-11 02-15 02-17 93,3 83,5 108,2 69,9 Esbjerg 02-10 02-11 02-17 13,0 14,2 14,6 Nstved 03-03 03-04 03-05 03-06 03-08 03-09 03-10 03-11 03-13 113,6 119,7 54,7 100,1 92,2 99,0 90,3 96,6 96,3 Nstved 03-03 03-04 03-05 03-06 03-08 03-10 03-11 03-13 13,4 15,0 16,0 18,2 11,9 14,3 13,3 12,4 Hvidovre 04-01 04-02 04-03 04-04 04-05 04-06 04-07 04-09 04-10 04-11 104,2 95,5 89,5 77,4 103,8 100,2 78,3 119,0 111,3 106,7 Hvidovre 04-05 04-07 04-08 04-14 04-16 04-18 11,7 6,6 13,7 7,9 14,3 7,7 Holbk 05-01 05-05 05-10 05-11 05-12 05-15 102,5 69,3 91,1 81,7 112,0 185,0 Holbk 05-01 05-04 05-05 05-10 05-11 05-12 05-15 15,2 14,0 12,9 6,3 14,1 13,2 21,4 rhus 06-02 06-03 06-04 06-06 06-10 06-12 06-14 06-15 06-18 06-19 06-20 06-23 06-24 06-26 06-27 82,8 101,4 104,1 107,8 116,3 83,1 105,7 68,1 95,9 82,4 96,6 95,2 105,7 91,2 92,5 rhus 06-02 06-04 06-06 06-10 06-12 06-14 06-15 06-18 06-19 06-20 06-23 06-24 06-26 06-27 10,7 17,1 13,6 14,2 8,4 14,1 11,5 13,3 10,6 11,9 13,9 9,9 16,3 10,3 Bornholm 07-03 07-06 07-12 92,4 91,8 106,9 Bornholm 07-03 07-06 07-12 13,4 10,6 11,4 Viborg 08-07 08-08 08-10 92,4 80,5 93,7 Viborg 08-07 08-08 08-10 12,9 20,6 12,6 Snderborg 09-02 09-04 09-08 09-20 103,4 82,8 76,9 101,1 Snderborg 09-02 09-04 09-08 09-20 13,7 9,9 16,2 13,6 Overskrift niveau 1: Bilag E Information I til mdrene Information I Marts 1993 Til mdrene Information om modermlksundersgelse Baggrund for undersgelsen Verdenssundhedsorganisationen WHO er i gang med en undersgelse af modermlk, hvor mdre fra mere end 20 lande i Europa deltager. Man vil undersge mlken for forskellige forureningsstoffer. Danmark er blevet opfordret til at deltage, og Sundhedsstyrelsen og Levnedsmiddelstyrelsen str i samarbejde for undersgelsen. For syv r siden undersgte Sundheds-, Levnedsmiddel- og Miljstyrelsen modermlk for dioxiner i Danmark. Den undersgelse kan vi nu flge op, samtidig med at vi deltager i WHOs undersgelse. Undersgelsen foregr p 10 fdeafdelinger over hele landet - deriblandt den, hvor du netop har fdt. Vi vil sprge dig, om du vil vre med i undersgelsen. Inden du tager stilling til det, vil vi orientere dig nrmere om den. Hvilke forureningsstoffer? Modermlken undersges for dioxiner, furaner, PCB, klorerede pesticider samt tungmetaller. Det er alle stoffer, som forekommer i naturen i forbindelse med industriforurening, skadedyrsbekmpelse i landbruget samt ved forbrnding af affald og brug af blyholdig benzin. Hvordan kommer stofferne ind i kroppen? Man mener, at strstedelen af stofferne kommer ind i kroppen gennem maden. Men ogs luften kan indeholde flere af de omtalte stoffer. Stofferne bindes i kroppen og udskilles nsten ikke. Ved amning kan dog udskilles ganske sm mngder gennem modermlken. Hvad betyder disse stoffer i modermlken? Indtil videre er der ikke beskrevet uheldige flgevirkninger af dioxiner i modermlk. I Danmark har man ikke tidligere undersgt modermlk for tungmetaller. Dioxiner m.v. findes ogs i komlk i sm mngder og derfor ogs i modermlkserstatning, som er lavet af komlk. Modermlk er stadig det bedste Modermlk anses stadig for langt den bedste ernring til et spdbarn. Den indeholder netop de nringsstoffer, som barnet har brug for, og den giver barnet beskyttelse mod bl.a. infektioner og udvikling af allergi. Desuden har amningen positiv betydning for det tidlige mor-barn forhold. Hvad vil Sundhedsstyrelsen med undersgelsen? Undersgelsen giver et indtryk af det indhold af forureningsstoffer, der i gennemsnit findes i modermlk i Danmark. Den viser, om indholdet er faldet i forhold til 1986, hvilket man forventer. Endelig viser den niveauet i Danmark i forhold til de andre europiske lande. Undersgelsens praktiske forlb P barselsafdelingen fr du taget en blodprve, der senere undersges for tungmetaller. Og vi vil bede dig udfylde et sprgeskema. Nr du er kommet hjem, og amningen efter ca. 2 uger er kommet godt i gang, malker du mellem 3. og 8. uge en portion mlk ud til undersgelsen. Og du besvarer et kort sprgeskema. Hvis du vil medvirke, fr du pjecen "Gode rd om amning" og en praktisk mlkepumpe med hjem. Derhjemme vil din sundhedsplejerske sttte dig med rd om udmalkningen, hvis du har brug for det. Man kan deltage i undersgelsen p to mder: 67) Ved at malke 70 ml (mindre end 1 dl) ud i lbet af 1 dag. Denne prve bliver blandet med prver fra andre kvinder, og man bestemmer en gennemsnitsvrdi. 68) Ved at malke op til 500 ml (1/2 l) ud i lbet af ca. 1 uge. Denne prve bliver undersgt for sig. Du skal ikke vre bange for, at du "tager mlken fra barnet". Hver gang barnet sutter, eller du malker ud, stimuleres brystet til at danne ny mlk. Du fr en mere udfrlig vejledning med hjem. Nogle prver gemmes For at kunne sammenligne denne undersgelse med tidligere og fremtidige undersgelser gemmer man nogle prver fra gang til gang. Er et tilsagn bindende? Hvis du beslutter dig til at deltage i undersgelsen, skriver du under p, at du er informeret om undersgelsen. Lige efter fdslen kan det vre svrt at se 3 uger frem i tiden. Orker man overhovedet det arbejde, det er at malke ud til denne undersgelse? Hvis du undervejs opgiver at medvirke, kan du nr som helst melde fra. Frst nr mlkeprven er sendt ind, er du endeligt med i undersgelsen. Hvis man siger nej Hvis du ikke nsker at vre med i undersgelsen, bliver der ingen flgevirkninger. Dit nej fr ingen konsekvenser for din pleje, hverken p barselsafdelingen eller senere. Anonymitet For at sammenholde oplysningerne fra sprgeskemaet med resultaterne fra prverne fr hver person t kodenummer. Ved undersgelsens afslutning bliver alle personidentificerbare oplysninger fjernet. Hvem str for undersgelsen? Undersgelsen foretages af Sundhedsstyrelsen i samarbejde med barselsafdelinger og sundhedsplejersker. Prverne analyseres af Levnedsmiddelstyrelsen. Projektet er godkendt af Videnskabsetisk Komite under registreringsnummer L92226. Hvornr er undersgelsen frdig? Blod- og mlkeprveresultaterne vil vre frdige i lbet af 1994. Til den tid kan man f oplysning om indholdet i de enkelte blodprver ved henvendelse til Sundhedsstyrelsen. Der udarbejdes en rapport p dansk, som man kan rekvirere. Yderligere sprgsml Har du nogen sprgsml, er du meget velkommen til at ringe til: Projektmedarbejder sygeplejerske Karin Balslev, Kriegersvej 11, 8000 rhus C, tlf. 8618 4101. Lge Lis Sahl Andersen, Sundhedsstyrelsen, tlf. 3391 1601, mandag til torsdag 8.30-16 fredag 8.30-15.30. Med venlig hilsen Lis Sahl Andersen Overskrift niveau 1: Bilag F Sprgeskema I til mdrene Til mdre som deltager i modermlksundersgelsen SPRGESKEMA I Besvarelsen af de fleste sprgsml sker ved at stte ring om et tal ud for det svar, du synes passer bedst. Eksempel: Sprgsml nr. 10. A 10. A Hvor ofte spiser du fisk/fiskeplg i gennemsnit Aldrig........................................................................ 1 Mindre end 1 gang om ugen....................................... 2 1 gang om ugen...........................................................3 2 gange om ugen.........................................................4 Mere end 2 gange om ugen..........................................5 I en del sprgsml beder vi dig skrive dit svar i tal eller med ord. Eksempel: Sprgsml nr. 2 2. Hvor hj er du________________ cm Udfyldes af kontaktperson Kodenummer____________________ Dato for udfyldelse af sprgeskema_____________ Navn _________________________________________ Adresse_______________________________________ Tlf. nr. ________________________________________ 1. Hvor gammel er du?_______________ r 2. Hvor hj er du? _____________ cm 3. Hvor meget vejede du, fr du blev gravid?__________________ kg 4. Hvor meget vejede du lige efter fdslen? ___________________ kg 5. Hvor meget vejede dit barn ved fdslen? ___________________ gram 6. Er dit barn (st ring) En dreng.............................. 1 En pige ................................2 Bopl og flytninger 7. Sprgsmlet handler om, hvor du bor i forhold til by og land, og hvor lnge du har boet de forskellige steder (st ring) Bycentrum/ strre by Forstad/ provinsby Land rstal Hvor bor du nu 1 2 3 Fra _____ til _____ Hvor boede du fr 1 2 3 Fra _____ til _____ Hvor boede du fr det 1 2 3 Fra _____ til _____ og fr det 1 2 3 Fra _____ til _____ og fr det 1 2 3 Fra _____ til _____ og fr det 1 2 3 Fra _____ til _____ Kostvaner 8. Hvordan er dine kostvaner? Spiser almindelig kost_______________________________ 1 Er vegetar, spiser grntsager, mlk og brd______________ 2 Er veganer og spiser kun grntsager ____________________ 3 Evt. kommentarer___________________________________ ____________________________________________________ 9. Har du ndret kostvaner, siden du blev gravid? Ja........................................................... 1 Nej ........................................................2 Hvis Ja, skriv hvordan______________________________________ _______________________________________________________ 10. A Hvor ofte spiser du fisk/fiskeplg i gennemsnit Aldrig..................................................... 1 Mindre end 1 gang om ugen ................... 2 1 gang om ugen ..................................... 3 2 gange om ugen .................................... 4 Mere end 2 gange om ugen .................... 5 10. B Hvis du spiser fisk 2 gange om ugen eller oftere, skriv hvilken slags fisk, du isr spiser________________________________________________________ 11. Hvor ofte indtager du mlk og mlkeprodukter (youghurt o.l.)? Aldrig........................................................................... 1 Hjst 2 gange gange om ugen (eller sjldnere) ..............2 Mere end 2 gange om ugen, men ikke hver dag .............3 Hver dag...................................................................... 4 12. Hvad svarer fedtindholdet i mlken/mlkeprodukterne oftest til? Skummetmlk (0,5-1,9%)........................................... 1 Letmlk (2,0-2,9%) ................................................... 2 Sdmlk (>-3%)......................................................... 3 13. Hvor meget mlk/mlkeprodukter indtager du? Mindre end 1/4 l dagligt................................................ 1 1/4 - l dagligt ............................................................2 l eller mere dagligt .....................................................3 14. Hvor ofte spiser du ost i gennemsnit? Aldrig............................................................................1 Hjst 2 gange om ugen..................................................2 Mere end 2 gange om ugen, men ikke hver dag .............3 Hver dag ......................................................................4 15. Hvor stort er fedtindholdet i osten Mager ost......................................................................1 Fuldfed ost ...................................................................2 16. Hvor ofte spiser du oksekd i gennemsnit? Aldrig........................................................................... 1 Mindre end 1 gang om ugen ..........................................2 1 gang om ugen ............................................................ 3 2 gange om ugen ...........................................................4 Mere end 2 gange om ugen ...........................................5 Rygevaner 17. Ryger du? Ja, dagligt .................................................................... 1 Ja, lejlighedsvis............................................................. 2 Nej, jeg er holdt op inden for de sidste 2 r ...................3 Nej, jeg er holdt op for mere end 2 r siden ...................4 Nej, jeg har aldrig rget ................................................5 Bemrkninger_________________________________ 18. Hvor meget ryger du eller rg du i gennemsnit om dagen? Antal cigaretter dagligt ___________________ stk. Antal cerutter dagligt _____________________stk. Antal cigarer dagligt _____________________ stk Antal gram pibetobak dagligt ______________ gram 19. Har du job nu? Ja .......................................................... 1 Nej ........................................................ 2 Hvis ja, hvad er din stilling_________________________________________ 20. Hvor er arbejdspladsen beliggende? Bycentrum/strre by ............................... 1 Forstad/provinsby .................................. 2 P landet ............................................... 3 21. Hvor lnge har du arbejdet der rstal: Fra_________________________ til__________________ 22. Dette sprgsml handler om dine tidligere jobs. Hvor var arbejdspladsen placeret i forhold til by og land, samt hvor lnge var du ansat de forskellige steder? Stilling Bycentrum/ strre by Forstad/ provinsby Land rstal A. ________________ 1 2 3 Fra _____ til _____ B. ________________ 1 2 3 Fra _____ til _____ C. ________________ 1 2 3 Fra _____ til _____ D. ________________ 1 2 3 Fra _____ til _____ E. ________________ 1 2 3 Fra _____ til _____ F. ________________ 1 2 3 Fra _____ til _____ Hvis du har kommentarer til undersgelsen, kan du skrive dem her. ______________________________________________________ ______________________________________________________ ______________________________________________________ ______________________________________________________ Overskrift niveau 1: Bilag G Information II til mdrene Information II Marts 1993 Til mdrene Information om opsamling af modermlk Forhbentlig er de frste uger efter fdslen get godt for dig og dit barn. Hvis amningen nu er i gang, kan du mske afse mlk til undersgelsen. Opsamlingen skal nemlig ske mellem tredje og ottende uge efter fdslen. Hvordan malker man ud? I pjecen: GODE RD OM AMNING side 14-15 er der anvisninger p, hvordan du malker ud med mlkepumpen, som du har fet med hjem. Det krver lidt velse, men mange bliver gode til det. Analyserne kan pvirkes af almindelig sbe, creme, olie og pudder. Undg derfor dette p brystvorter og hnder, fr du malker ud. Fler du, at dine hnder ikke kan blive rigtigt rene uden sbe, s skyl dem meget grundigt med rent vand til sidst. Den bedste mlkeprve bestr af en blanding af start-mlk og slut-mlk. Mlkeprven bliver ogs bedst, hvis du malker ud p forskellige tidspunkter p dagen. Men allervigtigst er det, at vi fr mlk. S hvis der ikke er nok mlk lige efter amningen, s vent et par timer. Hver gang brystet stimuleres, danner det ny mlk, s der gr ikke noget fra barnet. Opsamling af mlken Inden mlkeopsamlingen starter, skal pumpen vaskes grundigt med den medflgende flaskerenser og derefter koges. Mlkepumpen m ikke vaskes med sbe eller andre rengringsmidler. Mlken opsamles direkte i mlkepumpen. Imellem udmalkningerne lgges den i kleskabet. Nr dagen er get, hldes mlken over i den store beholder, som sttes i fryseren. De efterflgende dage gentages udmalkningen, og dagsrationen hldes oven i den frosne mlk. n gang om dagen renses og koges mlkepumpen. Du vil hurtigt opn en vis rutine. Kan du over en uge udmalke op til 500 ml (1/2 l) er det ideelt. Men ogs mindre vil vre anvendeligt. Dog er mindste portion 70 ml (ca. 3/4 dl). Levnedsmiddelstyrelsen gemmer noget af den store portion mlk m.h.p. senere analyse, da analysemetoderne stadig forbedres. Indsendelse af mlken Nr du har opsamlet s meget mlk du kan, pakkes mlken sammen med det udfyldte sprgeskema II i den medflgende emballage. Det sendes til Levnedsmiddelstyrelsen. Undg at sende mlken fredag og lrdag. Har du sprgsml eller problemer? Hvis du har orienteret din sundhedsplejerske om, at du deltager i projektet, vil hun med sikkerhed sttte og vejlede dig med udmalkningen, nr hun besger dig. Hvis du opgiver at levere mlkeprven, beder vi dig om at give besked til en af os og om at sende flaske, emballage og udfyldt sprgeskema II til Levnedsmiddelstyrelsen. Har du sprgsml eller problemer med mlkeprven eller med sprgeskemaet, er du meget velkommen til at kontakte en af nedennvnte. Projektmedarbejder sygeplejerske Karin Balslev, Kriegersvej 11, 8000 rhus C, tlf. 8618 4101 eller Lge Lis Sahl Andersen, Sundhedsstyrelsen, Amaliegade 13, 1012 Kbenhavn K, tlf. 3391 1601. God arbejdslyst og tak for hjlpen! Med venlig hilsen Lis Sahl Andersen Sundhedsstyrelsen Overskrift niveau 1: Bilag H Sprgeskema II til mdrene Til mdre som deltager i modermlksundersgelsen SPRGESKEMA II (udfyldes, nr mlkeprven er opsamlet) Kodenummer _________________________ (udfyldes af kontaktpersonen) Navn ____________________________________________ Dato for prveopsamlingens start_______________________ Dato for prveopsamlingens afslutning___________________ Hvor mange uger var barnet ved opsamlingens start_________ uger Hvad vejede barnet ved opsamlingens start__________ gram Hvad vejede du selv__________ kg Hvor meget mlk har du samlet? ca.__________ ml Var der problemer med udmalkningen Ja.......................... 1 Nej....................... 2 Kommentarer__________________________________ Fr barnet andet end brystnring Ja.......................... 1 Nej....................... 2 Hvis Ja, angiv hvad og ca. hvor meget________________ Har du indtaget medicin i opsamlingsperioden (ogs vitaminer, kosttilskud og lign.) Ja...........................1 Nej........................2 Hvis Ja, angiv art og omtrentlig mngde__________________ Tak for hjlpen Version 1.1 den 16. november 1999 Denne publikation findes p adressen http://www.sst.dk/publ/publ1999/modermaelk/ Copyright (c) Sundhedsstyrelsen, 1999