Miljö för en hållbar hälsoutveckling Bil. 1,förslag till nationellt handlingsprogram.

Ur KB:s samlingar

Digitaliserad år 2015

Miljörelaterade

hälsorisker

O

BILAGA1 TILL MILJÖHÄLSOUTREDNINGEN

AJZQLKE

Öcc Sdc

Krim

4 Statens offentliga utredningar

WW 1996:124

Socialdepartementet

Örelaterade

Milj

hälsorisker

Bilaga 1 till Miljöhälsoutredningen

Stockholm 1996

SOU och Ds kan köpas från Fritzes kundtjänst. För remissutsändningar SOU och Ds

av svarar Fritzes, Offentliga Publikationer, på uppdrag av Regeringskansliets förvaltningskontor.

Beställningsadress: Fritzes kundtjänst

106 47 Stockholm

Fax: 08-20 50 21

Telefon: 08-690 91 90

Svara remiss. Hur och Varför. Statsrâdsberedningen, 1993.

En liten broschyr som underlättar arbetet för den som skall svara på remiss. - Broschyren kan beställas hos:

Regeringskansliets förvaltningskontor

Distributionscentralen

103 33 Stockholm

Fax: 08-405 10 10

Telefon: 08-405 10 25

Omslag: Lena Karlsson Omslagsbild: Solnät. Oljemålning 1983.

©Gert Aspelin/BUS 1996.

ISBN 91-38-20360-X gotab 17298,Stockholm1996 ISSN 0375250X

Förord

Regeringen beslutade i april 1995 att tillsätta en särskild utredare med uppdrag att utarbeta ett handlingsprogram för att minska miljörelaterade hälsoriskeri Sverige. Utredningens övergripande syfte är att identifiera de miljöproblem som är en risk for hälsan samt lämna förslag till åtgärder för att minska dessa risker. Utredarens uppdrag preciseras i komrnittédirektivet, Dir 1995:68.

Utredare har varit professor Christer Hogstedt, överdirektör vid Arbetslivsinstitutet och överläkare vid Stockholms läns landsting. Huvudsekreterare har varit docent Katarina Victorin, Institutet för miljömedicin. Övriga sekreterare halvtid har varit sektionschef Martin Eriksson, Socialstyrelsen och dr med. vet. Titus Kyrklund, Naturvårdsverket. Utredningens sekretariat har under några månader biträtts av fil. lic. Ann Mari Skorpen för framtagande av underlagsmaterial, fil. kand. Sara Victorin för språkbehandling och redigering och Barbro Nilsson som assistent.

Utredningen består av huvudbetänkande SOU 1996: 124 och två bilagor: Miljörelaterade hälsorisker samt Aktörer och verktyg i miljöhälsoarbetet. I huvudbetänkandet presenteras ett förslag till nationellt handlingsprogram för att minska miljörelaterade hälsorisker i Sverige. Huvudbetänkandets faktamaterial bygger på underlagsmaterialet i bilagoma där många företrädare utöver utredaren och sekretariatet bidragit till texten.

Denna bilaga är sammanställning av olika miljöfaktorers hälso-

en effekter samt källor, halter, trender, gränsvärden m.m. Bilagan utgör grund för de prioriteringar som gjorts inom Miljöhälsoutredningen och

utmynnar i de förslag till mål och åtgärder som presenteras i som huvudbetänkandet.

Avgränsningar har gjorts så att frågor som rör arbetsmiljö samt vissa livsstilstrågor alkohol, tobak, kost, narkotika, läkemedel, hygieniska och kosmetiska produkter inte omfattas av utredningen. Spridning av smitta mellan människor och mellan djur och människor ingår inte i utredningen. Däremot ingår smittspridning via vatten och föda.

Förutom utredningens sekretariat så har ett stort antal personer deltagit i arbetet med denna bilaga genom att ta fram underlag till

4 Förord SOU 1996: 124

skrivningar olika delavsnitt. Utredningen vill särskilt tacka de följande:

Anders Ahlbom, Ulf G. Ahlborg, Lars Alfredsson, Lennart Dock, Annika Hanberg och Charlotte Nilsson Institutet för Miljömedicin, Yvonne Andersson Smittskyddsinstitutet, Christer Andersson, Britta Aspenström Fagerlund, Ulla Beckman-Sundh, Leif Busk, Per Ola Damerud, Gunilla Femlöf, Kierstin Petersson Grawé, Eva Sandberg, Kettil Svensson, Ann Thuvander och Anders Wicklund Glyrm Livsmedelsverket, Carl-Gustav Bomehag Högskolan i Karlstad, Bertil Forsberg Umeå universitet, Niklas Johansson, Clas Magnusson och Mariarme Wiman Naturvårdsverket, Enn Kivisäkk Strål-

skyddsinstitutet, Max Kjellman Universitetssjukhuset i Linköping,

Nils Gunnar Lindquist Kemikalieinspektionen, Paul Nordgren, Jan Sundell Folkhälsoinstitutet, MariAnne Olsson Euro Resource och Ragnar Rylander Göteborgs universitet.

Utredningen har överlänmats till regeringen.

Stockholm den l oktober 1996

Christer Hogstedt Katarina Victorin

Martin Eriksson

Titus Kyrklund

SOU 1996: 124

O

Innehall

1 Inledning 13

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1.1 Verksamheter kan påverka miljö och hälsa 15

som

. . 1.1.1 Allmänt om föroreningskällor 15

. . . . . . . .

1.1.2 Regionala miljöhälsorapporter 28

. . . . . . . . 1.1.3 Litteratur 31

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

1.2 Metodik för hälsoriskbedömning av miljöföroreningar

för fastställande av medicinska lågrisknivåer 33

. . . . 1.2.1 Riskidentifiering 34

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

1.2.2 Riskuppskattning 34

. . . . . . . . . . . . . . . . . . 1.2.3 Litteratur 38

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

2 Utomhusluft 39

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.1 Luftföroreningar. Källor, spridning, övervakningsmetoder 39

2.1.1 Växthuseffekten 40

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.1.2 Uttunningen av ozonskiktet 40

. . . . . . . . . . 2.1.3 Gränsöverskridande luftföroreningar 41

. . . 2.1.4 Marknära ozon 42

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.1.5 Källor 42

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.1.6 Undersökningar av luftkvalitet 48

. . . . . . . . 2.1.7 Litteratur 50

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2 Hälsoeffekter av luftföroreningar 51

. . . . . . . . . . . . . . 2.2.1 Svave1dioxidSO2 52

. . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.2 Kvävedioxid N 02 55

. . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.3 Partiklar 60

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.4 Ozon 66

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.5 Kolmonoxid 71

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.6 Polycykliska aromatiska kolväten PAH och

mutagena substanser 72

. . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.7 Aldehyder 77

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.8 Kolväten 79

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.9 Klorerade lösningsmedel 85

. . . . . . . . . . . . 2.2.1O Besvärsreaktioner av luftföroreningar 87

. . 2.2.1 Sammanfattning och slutsatser 91

. . . . . . . .

3 Inomhusmiljö 93

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3.1 Inledning 93

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3.2 Sjuka hus-symtom SBS 95

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

6 Innehåll

3.3 Hälsoeffekter olika faktorer i inomhusmiljö 97 av . . . 3.3.1 Fukt och mikrobiologiska faktorer 97 . . . . . 3.3.2 Byggmaterial och byggnadsrelaterade

hälsorisker 100 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3.3.3 Gasfonniga kemiska ämnen 103 . . . . . . . . . . 3.3.4 Termiskt inomhusklimat 105 . . . . . . . . . . . . . 3.3.5 Lätta luftjoner 107 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3.3.6 Kvalster 108 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3.3.7 Husdjur 109 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3.3.8 Milj 11l . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3.3.9 Processer, hanteringar, växter 113 . . . . . . . . . 3.3.10 Ventilation 114 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3.3. 11 Partiklar, damm, städning och rengöring 116

3.3.l2 Radon 118 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

3.3. 13 smittspridning 121

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3.4 Hälsoeffekter av faktorer i inomhusmiljön

en sammanfattande bedömning 122 - . . . . . . . . . . . . . . 3.5 Litteratur 124 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Vatten 129 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.1 Vatten som resurs 129 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.1.1 Påverkan 130 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.1.2 Dricksvatten 131 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.2 smittspridning genom badvatten 132 . . . . . . . . . . . . . . 4.2.1 Strandbad 132 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.2.2 Bassängbad 133 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

4.3 Algblomning 134

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.3.1 Blomningar och toxiner 134 . . . . . . . . . . . . . 4.3.2 Olika typer av toxiner från cyanobakterier 135

4.3.3 Algblomning och dricksvatten 136 . . . . . . . .

4.3.4 Riskbedömning 137

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

4.3.5 Litteratur 137

z . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.4 smittspridning via dricksvatten 138 . . . . . . . . . . . . . . . 4.4. l Allmänna anläggningar och privata brunnar 139

4.4.2 Lagstiftning och gränsvärden 139 . . . . . . . . .

4.4.3 Indikatorbegreppet 139

. . . . . . . . . . . . . . . . . 4.4.4 Mikroorganismer som kan innebära hälsorisk 140

4.4.5 Vattenbuma sjukdomsutbrott i Norden och

Sverige 141

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.4.6 Riskbedömning 142 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.4.7 Litteratur 144 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

4.5 Påverkan från rörledningsmaterial 145

. . . . . . . . . . . . . 4.5.1 Material i kontakt med dricksvatten 145 . . . . 4.5.2 Koppar i dricksvatten 148 . . . . . . . . . . . . . . .

4.6 Desinfektionsbiprodukter 151

; . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

SOU 1996: 124 Innehåll 7

4.6.1 Bildning och förekomst 151 . . . . . . . . . . . . . 4.6.2 Hälsoeffekter 152 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.6.3 Gränsvärden 153 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.6.4 Riskbedömning 154 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.6.5 Sammanfattande bedömning 154 . . . . . . . . . 4.7 Radon i dricksvatten 156 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.7.1 Förekomst och exponering 156 . . . . . . . . . . . 4.7.2 Hälsoeffekter 157 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.7.3 Riskbedömning 157 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

4.8 Bekämpningsmedelsrester och andra organiska

föroreningar 159 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.8.1 Förekomst 160 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.8.2 Hälsoeffekter 160 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.8.3 Riskbedömning 161 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.8.4 Gränsvärden 161 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.8.5 Slutsatser och sammanfattning 162 . . . . . . . . 4.8.6 Andra organiska ämnen 162 . . . . . . . . . . . . . 4.8.7 Litteratur 163 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.9 Nitrat 164 . . . . . . . . .. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.9.1 Förekomst 164 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.9.2 Hälsoeffekter 165 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.9.3 Riskbedömning 166 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.9.4 Gränsvärden 167 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.9.5 Litteratur 167 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.10 Fluorid i dricksvatten 168 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.10.1 Förekomst 168 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.10.2 Hälsoeffekter 169 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.10.3 Riskbedömning 170 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10.4 Gränsvärden 171 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.10.5 Slutsatser 171 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.10.6 Litteratur 171 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.11 Aluminium 172 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.11.l Förekomst 172 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.11.2 Upptag 173 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.11.3 Hälsoeffekter 174 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.11.4 Riskbedömning 175 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.11.5 Litteratur 176 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.12 Arsenik 177 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.12.1 Förekomst 177 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.12.2 Hälsoeffekter 178 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.12.3 Gränsvärden 179 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.12.4 Riskbedömning 179 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.12.5 Slutsatser 180 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4.12.6 Litteratur 180 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

8 Innehåll SOU 1996: 124

4.13 Dricksvattenkvalitet och hjärt-kärtsjukdom 181 . . . . . . 13. 1 Litteratur 183 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5 Föda 185 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.1 Inledning. Miljöföroreningar i föda 185 . . . . . . . . . . . .

5.1.1 Organiska miljöföroreningar 185

. . . . . . . . . 5.1.2 Metaller 187 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.2 Kostrelaterade sjukdomar 188 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.2.1 ärt-kärlsjukdomar och 188 cancer . . . . . . . 5.2.2 Brist på näringsämnen 189 . . . . . . . . . . . . . . 5.2.3 Övervikt 190 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.2.4 Benskörhet 190 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.2.5 Karies 191 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . ..

5.2.6 Livsmedelsöverkänslighet 191

. . . . . . . . . . . 5.2.7 Litteratur 192 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.3 Mikroorganismer i livsmedel 192 . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.3.1 Hur mikroorganismer påverkar livsmedel 192

5.3.2 Omgivningens och livsmedlets påverkan på

mikroorganismemas tillväxt 193

. . . . . . . . . . 5.3.3 Livsmedelsburen smitta matförgiñning 194 - 5.3.4 Slutsats 200 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.3.5 Litteratur 201 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.4 Naturliga toxiner 202 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.4.1 Förekomst 202 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.4.2 Hälsoeffekter 204 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.4.3 Litteratur 205 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.5 Mögelgifter 206

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.5.1 Aflatoxiner 206 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.5.2 Ochratoxin A 208 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.5.3 Fusariumtoxiner i 209 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.5.4 Patulin 210 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.5.5 Slutsatser 210 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.5.6 Litteratur 21 1 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.6 Påverkan från livsmedelsförpackningar 211

. . . . . . . . .

5.6.1 Lagstiftning 212

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .. 5.6.2 Exponering och eventuella hälsorisker 212 . . 5.6.3 Återvunna material 213 . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.6.4 Slutsatser 213 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.6.5 Litteratur 214 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.7 Livsmedelstillsatser 215 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.7.1 Överkänslighet 216

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.7.2 Litteratur 217 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.8 Bekämpningsmedelsrester 2 18

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.8.1 Förekomst 218 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.8.2 Hälsoeffekter 219 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

Innehåll 9

5.8.3 Riskbedömning 219 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.8.4 Litteratur 220 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.9 Rester veterinärmedicinska preparat i kött och mjölk 221 av

5.9.1 Förbrukning 221 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.9.2 Gränsvärden och karenstidsbedömningar 222

5.9.3 Antibiotika 222 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.9.4 Hormoner 223 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.9.5 Kontroll läkemedelsrester 223 av . . . . . . . . . 5.9.6 Slutsats 224 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.9.7 Litteraturr 224 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.10 Nitrosaminer 225 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.10.l Bildning 225 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.10.2 Riskbedömning 226 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.10.3 Litteratur 227 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.11 Stekytemutagener 228

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . l 1.1 Förekomst 228 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.1 1.2 Mutagenicitet 229 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.1 1.3 Cancer 229 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

l 1.4 Epidemiologiska studier 230

. . . . . . . . . . . . . l 1.5 Riskbedömning 231 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.1 1.6 Slutsatser 231 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.11.7 Litteratur 232 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.12 PAH 233 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.l2.l Hälsoeffekter 233 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.12.2 Förekomst av PAH i livsmedel 234 . . . . . . . . 5.12.3 Intag PAH från livsmedel 234 av . . . . . . . . . 5.12.4 Riskbedömning 235 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.l2.5 Litteratur 236 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.13 Persistenta halogenerade organiska miljöföroreningar 236

5.13.1 Polyklorerade dibenso-p-dioxiner PCDD och

dibensofuraner PCDF 237 . . . . . . . . . . . . . 13.2 Polyklorerade bifenyler PCB 240 . . . . . . . . 5.13.3 Bromerade flamskyddsmedel 244 . . . . . . . . . 5.13.4 Toxafen 247 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.13.5 Klorerade fettsyror 249 . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.13.6 Sammantagen bedömning persistenta haloav

generade organiska miljöföroreningar 250

. . 5.13.7 Litteratur 252 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.14 Honnonpåverkande miljöföroreningar 255

. . . . . . . . . . 5.14.1 Möjliga effekter 255 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.14.2 Slutsatser 258 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.14.3 Litteratur 258 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.15 Ftalater 260 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.15. 1 Användning och förekomst 260 . . . . . . . . . . .

10 Innehåll SOU 1996: 124

5.l5.2 Hälsoeffekter 261 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.l5.3 Litteratur 261 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.16 Bly 262 . . . . . . . . . . . . . . . . . . .. . . . . . . . . . . . . . 5.l6.l Förekomst 262 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.l6.2 Exponering 263 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16.3 Hälsoeffekter 264 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.l6.4 Gränsvärden 264 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.16.5 Riskbedömning 265

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16.6 Litteratur 265 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.17 Kadmium .266 . . . . . . . . . . . . . . . . . . .. . . . . . . . . . . . . . 17.1 Användning och förekomst 266 . . . . . . . . . . . 5.17.2 Exponering 268 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.17.3 Trender 269 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.17.4 Hälsoeffekter 269 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17.5 Högsta tolerabla intag 270 . . . . . . . . . . . . . . . 5.17.6 Gränsvärden 270 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.l7.7 Kostrekommendationer 271 . . . . . . . . . . . . . . 5.17.8 Slutsatser 271 . . . . . . . . . . . . . . . . . .. . . . . . . 5.l7.9 Litteratur 272 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.18 Kvicksilver 273 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.18.l Förekomst 273 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.l8.2 Hälsoeffekter 274 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . l 8.3 Rekommendation om högsta tolerabla intag 274

5.l8.4 Exponering 274 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.185 Gränsvärden och rekommendationer 275 . . .

5.l8.6 Riskbedömning 276

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.l8.7 Slutsatser 277 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 18.8 Litteratur 277 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.19 Radioaktiva ämnen 279 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19.1 Bakgrund 279 . . . . . . . . . . . . . . . . . .. . . . . . . 5.19.2 Förekomst 280 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.19.3 Hälsoeffekter 281 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19.4 Gränsvärden 281 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.l9.5 Litteratur 282 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5.20 Bestrålning livsmedel 283 av . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Förorenad mark 285 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Personlig hantering kemikalier 289 av . . . . . . . . . . . . Buller 295 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .. . . . . . . 8.1 Inledning 295 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .. . . . . . . 8.2 Hälsoeffekter buller 296 av . . . . . . . . . . . . . . .. . . . . . . 8.2.1 Hörselskada 296 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8.2.2 Långsiktiga effekter hälsa och . . . . . välbefinnande 297 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8.2.3 Indirekta effekter buller 299 av . . . . . . . . . . .

Innehåll 11

8.3 Handlingsplan mot buller 300 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8.4 Bullerkällor 301 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8.4.1 Allmänt 301 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

8.4.2 Transportsektom 303

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8.4.3 Buller i boendemiljön 305 . . . . . . . . . . . . . . . 8.4.4 Buller från fritidsaktiviteter 306 . . . . . . . . . . 8.4.5 Externt buller från industrier m.m. 308 . . . . . 8.5 Buller sanitär olägenhet 309 som . . . . . . . . . . . . . . . . .

8.6 Bullerbekämpning inom EU 310

. . . . . . . . . . . . . . . . . . 8.7 Sammanfattning 3 ll . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8.8 Litteratur 3 12 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

9 Joniserande och icke-joniserande strålning 315

. . . . 9.1 Joniserande strålning 315 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9.1.1 Källor 315 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9.1.2 Mått strålning 316 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9.1.3 Stråldoser 316 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9.1.4 Biologiska skadeverkningar 317 . . . . . . . . . . 9.1.5 Risker för skador 318 sena . . . . . . . . . . . . . . 9.1.6 Systemet för reduktion av strålskador 319 . . 9.1.7 Strålskyddet i Sverige 319 . . . . . . . . . . . . . . . 9.1.8 Allmänhetens exponering från några strålkällor322

9.1.9 Miljöövervakning 325

. . . . . . . . . . . . . . . . . . 9.l.l0 Litteratur 326 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

9.2 Icke-joniserande strålning 326

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

9.2.1 Icke-joniserande strålslag 326

. . . . . . . . . . . . 9.2.2 Källor 328 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9.2.3 Skaderisker 328 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9.2.4 Ozonskiktet 332 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9.2.5 Gränsvärden 332 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9.2.6 Insatser mot malignt melanom 333 . . . . . . . . 9.2.7 Litteratur 333 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10 Elektriska och magnetiska fält 335 . . . . . . . . . . . . . . . 10.1 Inledning 335 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10.2 Exponering för elektriska och magnetiska fält 336 . . . . 10.3 Cancer 337 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

10.4 Reproduktionsstömingar 339

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10.5 Elöverkänslighet 340 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10.6 Utvärdering 341 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10.7 Betydelse för folkhälsan 341 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10.8 Myndigheternas agerande 342 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10.9 Litteratur 342 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11 Storstads- och tätortsmiljö 343 . . . . . . . . . . . . . . . . . . l 1.1 Svenska städers befolkningstillväxt och boende 343 . . 11.2 Svenska städers livsmiljö i vidare mening 344 . . . . . . .

12 Innehåll SOU 1996: 124

11.3 Storstads- och tätortsbefolkningens hälsa 346

. . . . . . . 11.4 Litteratur 347

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12 Skador genom olycksfall 349

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12.1 Boendemiljö 352

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12.2 Skador inom produktion och handel 353

. . . . . . . . . . . . 12.3 Transport 353

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12.4 Idrott 354

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12.5 Skola 355

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12.6 Storolyckor 356

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

12.7 skadeförebyggande arbete 357

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

12.8 Sammanfattning 362

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12.9 Litteratur 362

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

Inledning

Människor har i alla tider utsatts för olika miljöfaktorer som i större eller mindre utsträckning påverkat hälsan. Som exempel kan nämnas olika former strålning, smitta i livsmedel och vatten, olika naturligt av förekommande toxiner, rök och förbränningsprodukter. Genom bl.a. befolkningsölcningen och den snabba tekniska utvecklingen har människan påverkat sin omgivning och därmed miljön i en allt större omfattning. Denna utveckling utgör även ett hot mot vår hälsa. Miljölagstiftning och andra åtgärder har inneburit väsentliga framsteg, men det är ännu lång väg att till att vårt samhälle har tagit ett fullt ansvar för en den miljöpåverkan sker. För att komma till rätta med de hälsosom

problem har sin grund samhällets påverkan miljön måste man

som förutom rent "tekniska" lösningar även till de underliggande ekonose miska, politiska och sociala mekanismema. FN:s konferens om Miljö och Utveckling 1992 och de aktiviteter som följt kan ses som en startpunkt för att nå ett långsiktigt hållbart samhälle hälso- och miljöur synpunkt såväl social synpunkt. som ur

Miljöpolitiken i Sverige syftar till att skydda fyra huvudsakliga s.k.

skyddsobjekt, nämligen att skydda människors hälsa, bevara den biologiska mångfalden, hushålla med naturresurser så att de kan utnyttjas långsiktigt samt att skydda natur- och kulturlandskap. Människors hälsa och skydd naturresurser är de två skyddsobjekt som mest av angår denna utredning. Naturvårdsverket har i sitt aktionsprogram, "Miljö 93 Ett miljöanpassat samhälle", principer för sitt - satt upp arbete med miljövårdsfrågor i den yttre miljön. I programmet delas miljöstömingarna i ett antal hot mot skyddsobjekten, miljöhot. Några dessa med störst betydelse för hälsan är: luftföroreningar och buller av i tätorter, försurning och marknära metaller, organiska miljögifter ozon, samt klimatpåverkan och uttunningen ozonskiktet. av I Naturvårdsverkets aktionsprogram förs några viktiga problemområden fram sikt måste lösas för att man ska kunna uppnå det som eftersträvade tillståndet i miljön. Hit hör de storregionala problemen med utsläpp ämnen som orsakar försurning och bildning av av marknära ozon, samt utsläppen och den långväga transporten av organiska miljögifter och vissa metaller som t.ex. kvicksilver. En strävan mot miljöanpassade varor och produkter kan förväntas mer

14 Inledning SOU 1996: 124

minska den diffusa spridningen kemikalier och hejda upplagringen av av miljöfarliga ämnen i miljön. Buller och i viss mån cancerframkallande ämnen i tätortsluiten ses även i framtiden ett hälsoproblem. En som begränsning av koldioxidutsläppen ses som mycket betydelsefullt med hänsyn till den så kallade växthuseffekten. I början av seklet, då tuberkulosen ett stort problem, den var var dåliga hygieniska standarden inomhus mycket betydelsefull fråga. en På senare år har inomhusmiljöns betydelse för hälsan åter kommit i fokus. Eftersom vistas inomhus omkring 90 % dygnet kommer av vår exponering för inomhusluften att spela stor roll. Inomhusmiljön en påverkas både luften utomhus och faktorer har med byggav av som naden att göra. Flera hälsoproblemen i inomhusmiljön är relaterade av till dålig ventilation och fuktproblem, och bör mot bakgrund ses av byggande med delvis nya metoder samtidigt krav på hushållning som med energi medfört en försämrad ventilation. Vi producerar även mer fukt i dag än tidigare t.ex. genom att duscha oftare. Bland de inomhusrelaterade hälsoriskema har även uppmärksammats bl.a. radon, miljötobaksrök passiv rökning, pälsdjursallergier samt avgång kemiska av änmen ñån möbler och byggnadsmaterial. Bullerfrågoma är gemensamma för både inom- och utomhusmiljön och har varit föremål för förbättrande åtgärder under lång tid. Förståelsen av vad god bullenniljö betyder för hälsan har ökat med åren och därmed även kraven åtgärder. Ohälsa relaterad till livsmedel och vatten är problem mänskligsom heten lidit av i alla tider. Dessa problem beror till del på naturliga en gifter och faktorer i den yttre miljön. Den ökade urbaniseringen ställer också mycket stora krav samhällets sanitära förhållanden och vattenforsörjningen. smittspridning via mat och vatten förekommer fortfarande i alltför hög utsträckning, kapitel 4 och härutöver se men har problem relaterade till det moderna samhället tillkommit. Föroreningar sprids via utsläpp till vatten och luft. Produkter innehåller som olika kemikalier kan sprida föroreningar både medan de används och sedan de kasserats. Denna spridning kemikalier i miljön kan av medföra att vatten och födoärrmen förorenas och att människan exponeras både via inandningsluft, dricksvatten och föda. De miljöfaktorer inom utredningens ansvarsområde bedömts som vara mest betydelsefulla hälsosynpunkt beskrivs i efterföljande ur kapitel 2-11. De miljöföroreningar tas har grupperats in som upp

under någon av de huvudsakliga exponeringsvägama inandning och

intag av dricksvatten eller föda, även intag kan ske både via t.ex. om vatten och föda". Detta gör att exempelvis ftalater och bromerade flamskyddsmedel beskrivs under rubriken Föda kapitel 5, trots att de bl.a. förekommer i produkter i inomhusmiljön. Genom att så många ämnen behandlas i kapitel 5 blir detta avsevärt längre än övriga kapitel.

SOU 1996: 124 Inledning 15

I kapitel 2 behandlas luftföroreningar, som alltså är viktigast vid inandning. I kapitel 4 behandlas sådana miljöföroreningar som främst är betydelsefulla vattenföroreningar, och i kapitel 5 sådana svår-

som nedbrytbara organiska föroreningar och metaller som ger störst intag via föda Eftersom antalet miljöfororeningar är mycket stort har urvalet gjorts så att huvudsakligen de ämnen och ämnesgmpper vars hälsoeffekter är någorlunda väl kända har tagits med. I några fall har även uppmärksammade, men mindre väl kända grupper av ämnen behandlats, t.ex. sådana med honnonliknande effekter avsnitt 5.14. Det måste betonas att har ofullständig kunskap om olika kemiska miljöföroreningars förekomst, människors exponering för dessa och hälsoriskema förknippade med dem. De beskrivningar och försök till kvantitativa bedömningar som redovisas kan därför inte ge en heltäckande bild miljöföroreningars betydelse för människors hälsa.

av Mycket forskning återstår innan har en sådan samlad kunskap.

Mycket kunskap saknas också om inomhusmiljöns betydelse för hälsan. Olika faktorer beskrivs i kapitel Buller behandlas separat i kapitel Bilagan innehåller också kapitel om förorenad mark kap. 6, personlig hantering av kemikalier kap. 7, joniserande och icke-

joniserande strålning kap. 9 och elektromagnetiska fält kap. 10.

Dessutom finns ett kapitel om skador kap. 12, som till viss del är rniljörelaterade, samt ett kapitel som övergripande behandlar storstads-

miljön hälsosynpunkt kap. 1

ur

I detta inledningskapitel kommer olika verksamheters betydelse för uppkomst miljöföroreningar att exemplifieras. Eventuella regionala

av skillnader i landet diskuteras utifrån regionala miljöhälsorapporter. Dessutom har ett avsnitt inkluderats som beskriver hur man kan tillväga för att göra hälsoriskbedömningar av miljöföroreningar.

1.1 Verksamheter som kan påverka miljö

och hälsa

1.1.1 Allmänt

om föroreningskällor

I de efterföljande kapitlen kommer föroreningar som enskilda ämnen att utförligt beskrivas, med utgångspunkt från den miljö där föroreningen vanligen uppträder. En beskrivning av olika verksamheter och deras relativa betydelse för olika typer av föroreningar följer inledningsvis för bakgrund till hur mänskliga aktiviteter och samhällets

att ge en

16 Inledning SOU 1996: 124

olika sektorer bidrar med föroreningar till luft, vatten, produkter med mera.

Markanvändning

Befolkningstillväxten både globalt och nationellt har en inverkan miljön på flera sätt, bl.a. genom markanvändningen, utnyttjandet

av naturresurser och genom högre utsläpp av skadliga änmen. I Sverige har befolkningsökningen mattats i de länder har den

av, men som högsta befolkningstillväxten är den årliga tillväxten ca 5 %. Med befolkningsökningen har jordbniksarealen ökat, och denna var som störst i Sverige 1920-talet med ca ll % av landytan. Skogsmarken har ökat något jordbruksmarkens bekostnad under senare hälften av 1900-talet.

En allt större andel mark tas i anspråk för bebyggelse, anläggningar och vägar. I dag beräknas att 1,1 miljoner hektar eller omkring 2,5 % av landets yta utgörs av bebyggd mark. Som en jämförelse kan nämnas att den samlade jordbruksmarken utgör knappt 8 % av landets yta. Den största delen av den bebyggda marken utgörs av bostäder.

Vatten är en annan viktig naturresurs som utnyttjas av samhällets olika sektorer i stor omfattning. Tillgången vatten är god i Sverige vid en jämförelse med Europa som helhet. I vårt land är industrin den i särklass största förbrukaren av vatten med ca 70 % av den totala förbrukningen. Detta ställer höga krav industrins rening

egen av avloppsvatten En framsynt planering är förutsättning för att skydda

en tilltänkta dricksvattentäkter från förorening.

I Sverige finns en förhållandevis god tillgång till både mark och vatten, men ett samtidigt utnyttjande av dessa resurser för helt olika syften som t.ex. råvara, livsmedel, jordbruk, recipient för avlopp, transportmedium m.m. medför att risker för människors hälsa kan uppkomma.

Jordbruk, vattenbruk och fiske

Jordbrukets utveckling från växelbmk på relativt små arealer och djurhållning på betesmark har gått högproduktiv specialiserad

mot en jordbruksproduktion som ofta är ensidigt inriktad antingen på spannrnåls- eller djurproduktion. Förutom att denna omställning

förändrat odlingslandskapets utseende, utdikning och

genom sammanslagning av brukningsytor, så har det även medfört användning

av konstgödsel och kemiska bekämpningsmedel.

SOU 1996: 124 Inledning 17

Jordbrukets påverkan på dricksvattenkvaliteten är särskilt stor för enskilda brunnar, vilket bl.a. kan resultera i förhöjda koncentrationer

nitrat i vattnet. I enstaka fall har även rester av bekämpningsmedel av konstaterats.

Jordbruket bidrar påtagligt till övergödning i angränsande sjöar och

vattendrag samt i kustnära områden med utflöden från jordbruksbygd. Man räknar med att jordbruket bidrar med den största relativa andelen

kvävetöroreningar till Östersjön. Övergödning kan påverka hälso-

av faktorer indirekt försämring av vattendragens rekreations-

genom en värde, även bildning toxiska alger. Möjligheterna att be-

men genom av reda dricksvatten sådant vatten försvåras påtagligt. Odling av fisk

av kan lokalt orsaka kraftig övergödning. En viss spridning av bekärnp-

en ningsmedel och veterinärmedicinska preparat kan även ske från fiskodling.

Jordbruket är den i särklass största källan till utsläpp av ammoniak, där djurhållning och stallgödsel ungefär lika stora bidrag. De

ger relativt stora utsläppen ammoniak från jordbruket kan samverka

av med andra luftföroreningar kemisk omvandling och bildning av

genom

partiklar.

Handelsgödsel och atmosfäriskt nedfall från förbränning tillför marken kadmium tas upp i grödan Fig Nettotillförseln av

som kadmium från dessa källor medför en ackumulering i jordbruksmark med 0,7 g/ha och år. Kadmiurn tas särskilt lätt upp i vete och kan, om anrikningen i mark får fortsätta, risk för hälsan.

utgöra en

0B

0;/

--/

/

/-

rr

A

o WA

-O,2

-O,4

0-3 | | I | I

Fosforgödsal Llcknge NedfnlUpptag i skördenTotalt

Figur 1.1.Kadmiumbalans för en hektar åkermark i södra Sverige som gödslats med handelsgödsel enligt rekommendation. Källor: Trace elements in agriculture. Naturvårdsverket rapport 4077, 1992. Renare slam. Naturvårdsverket rapport 4251, 1993.

18 Inledning SOU 1996: 124

Användningen av bekämpningsmedel inom jordbruket har minskat avsevärt och motsvarar i dag knappt 2 000 ton försåld mängd årligen

Tabell 1.1. Trots utvecklingen mot bekämpningsmedel medför

som mindre risker är denna kemiska ämnen alltid ett potentiellt

grupp riskmoment då en medveten spridning grödor medför att livsmedel kan förorenas. Andra typer av kemiska livsmedelsföroreningar sker indirekt.

Tabell 1.1. Försålda kvantiteter av bekämpningsmedel per år, fördelat på användarkategori Ton verksam beståndsdel.

Källa: Försålda kvantiteter bekämpningsmedel. Kemikalieinspektionen, årliga rapporter 1986-1995.

Livsmedel är en betydelsefull exponeringsväg för skadliga ämnen

av vilket slag de än Detta diskuteras ingående i kapitel

Användning av avloppsslam inom jordbruket är omdiskuterat på grund av svårigheter att få ett slam som är tillräckligt fritt från föroreningar. Användningen av slam som gödsehnedel öka

avses Naturvårdsverket rapport 4602, 1996. Det är önskvärt att slam inte tagit emot föroreningar från dagvatten, avfallsupplag eller från industrier.

Skogsbruk

Skogen är i Sverige en av våra största naturresurser och samtidigt livsmiljö för ett stort antal arter djur och växter. Skogen är också mycket betydelsefull för rekreation och friluftsliv. Den skogsmark vi har i dag präglas helt ett omfattande skogsbruk. Skogsdikning har

av kraftigt minskat andelen sumpskogar vilket ökar avrinning bl.a.

av kväve och metaller till sjöar och vattendrag.

SOU 1996: 124 Inledning 19

skogsbruket är i dag en förhållandevis liten användare av

bekämpningsmedel. Detta är delvis konsekvens av de begränsningar

en som har införts mot användning av bekämpningsmedel mot lövsly. Den

höga mekaniseringsgraden och stora andelen biltransporter inom

skogsbruket bidrar till utsläpp av föroreningar.

De naturliga utsläppen av terpener från barrträd beräknas till 380 000 ton. Dessa flyktiga ämnen har betydelse som orsak till bildningen av marknära ozon, men de anses ha mindre betydelse än flyktiga organiska ämnen från förbränning, trafiken och industrin.

Bergsbruk

Från gruvnäringen sker spridning tungmetaller, främst till vatten

av

till viss del även genom damning Tabell 1.2. Utsläppen till vatten men

tungmetaller sker i dag huvudsakligen från gruvavfall. Processvatten

av återcirlmleras numera i hög grad, vilket minskat utsläppen. Utsläppen

metaller från och metallindustrin är stora jämfört med andra av gruvindustriella källor.

Tabell 1.2. Uppskattade utsläpp av tungmetaller från gruvor och metallindustri, ton.

Arsenik Bly Kadmium Kvicksilver

Gruvor 0,1 5 l 0,04

Stål- och metall- 3,3 44 0,9 0,37

verk Källa: Naturvårdsverket, metallindustrienheten.

Spridning till luñ och vatten 1990, inklusive gruvavfall. 2Spridning till luft 1992.

Industri

Pappers- och massaindustrin har stor betydelse för Sveriges näringsliv. Massatillverlming inbegriper användning av ett flertal processkemikalier. Utsläppen till vatten från tillverkningen innehåller bl.a. klorerade och oklorerade organiska ämnen, närsalter och metaller.

De senaste åren har utsläppen till vatten av klororganiska föreningar och dioxiner minskat kraftigt genom förändringar i blekeriprocessen

Tab 1.3. En sluten process kan även minska utsläppen av

mer metaller. Biologisk och kemisk rening av avloppsvattnet kan minska utsläppen av organisk substans och av fosfor. Massaindustrins utsläpp

20 Inledning SOU 1996: 124

av svavel- och kväveoxider tillhör landets största industriella punktutsläpp. Dessa diskuteras vidare i avsnitt 2.1.5, liksom industrins övriga utsläpp till luft.

Tabell 1.3. Utsläpp av organiskt bundet klor från svensk skogsindustri, ton per år.

Organiskt bundet klor, år. Sulfatmassa Sulfltmassa

1988 13 000 1 300

1994 1 400 8 Källa: Skogsindustrins utsläpp till vatten och luñ samt avfallsmängder 1994. Naturvårdsverket rapport 4434, 1995.

Annan viktig kemisk industri ärpapperskemikalier. Tidigare framställdes klor i stora mängder för klorgasblekning av massa. Avsevärda utsläpp av kvicksilver var en följd av denna klorgasframställning med metodik som i dag helt har upphört. Stora mängder kvicksilver finns dock kvar i bottenslam i anslutning till dessa industrier och till massafabriker där kvicksilverföreningar använts som bekärnpningsmedel.

Den petrokemiska industrin är främst förlagd till västkusten. De utsläpp som uppmärksammats när det gäller den petrokemiska industrin är flyktiga organiska ämnen och svavel- och kväveoxider. Läkemedelsindustrin liksom färg- och verkstadsindustrin hanterar och släpper ut avsevärda mängder organiska lösningsmedel. Utsläppen från dessa industrier sker huvudsakligen till luft och hälsorisker diskuteras kortfattat i kapitel

Gummiindustrin i Sverige blandar per ca 80-90 000 ton gummi. Man uppskattar att 6-700 ton flyktiga organiska ärrmen, främst heptan, släpps ut till luft från gummitillverknig. Vid vulkanisering gummit

av avgår 50 ton vulkrök per år, som innehåller cancerframkallande ärrmen.

Elektronikindustrin är frammarsch i Sverige. Tillverkningsfasen inbegriper användningen av stora mängder kemikalier. För att producera 10 ton datachips åtgår 13 000 ton kemikalier och 200 000 ton processvatten medan endast 1 700 ton fast avfall bildas. Stora problem kan förekomma med föroreningar från elektronikskrot då det innehåller halogenerade flamskyddsmedel och tungmetaller. Dessutom förekommer vissa ovanliga metaller t.ex. gallium och indium med ofullständigt utredda hälsoeffekter.

Befolkning och tätorter

Sveriges befolkning är knappt 9 miljoner. Omkring 85 % av befolkningen bor i tätorter. Andelen bebyggd mark i våra tätorter varierar från 55 % i mindre tätorter till 70 % i våra större städer. Tillgången till

ca grönområden för rekreation är viktigt för vår hälsa och vårt välbefmnande.

Det ökade tätortsboendet har medfört att 87 % av befolkningen 1990 anslutna till kommunalt vatten och avlopp. Detta medför en

var god hygienisk standard och har en stor betydelse för hälsan. Sekimdärt uppstår ett problem med övergödning av haven, som dock kan åtgärdas

med förbättrad reningsteknik.

Diffusa utsläpp från mänskliga aktiviteter, från byggnader och

användningen produkter får en stor betydelse i tätorten genom av

upplagring av potentiellt miljöfarliga ämnen i sarnhållet. I genom tätorten uppkommer också stora mängder avfall.

Reslängden dag är i medeltal ungefär lika lång i typiska tätorts-

per län i glesbygdslän. Även större andel åker kollektivt i städer

som om en är den totala trafikbelastningen stor med stora utsläpp av föroreningar till luften. Dessa diskuteras vidare i kapitel

Kommunala reningsverk

Det kommunala avloppsvattnet kommer från hushållen och vissa arbetsplatser i tätortema. De större industriema har ofta egna avloppsanläggningar. Dagvatten üån vägar, byggnader och dränering förs även delvis till de kommunala reningsverken. Avloppsvattnet innehåller stora mängder näringsärrmen.

Reningsanläggningar betjänar samhällen med mer än 200

som personekvivalenter är utrustade med biologisk och kemisk rening förutom slamavskiljning. Den biologiska reningen tar bort syreförbrukande organiskt material och numera i många fall även kväve. Den kemiska reningen tar bort fosfor.

Förutom den stora mängden näringsämnen innehåller avloppsvattnet flera typer av föroreningar. Av dessa har särskilt tungmetallema uppmärksammats, då de kan utgöra hälsorisk vid gödsling av åkrar med

en avloppsslam, eller tas upp i fisk i de sjöar och vattendrag som tar emot avloppet. Halten av tungmetaller i avloppsslam är reglerad SNFS 1994:2. Gränsvärdena för föroreningshalter i avloppsslam är satta med hänsyn till miljö- och hälsorisker. De sjunkande tungrnetallhaltema i slam återfinns i figur 1.2.

En överenskommelse träffades 1994 mellan Naturvårdsverket, Lantbrukamas Riksförbund och Vatten- och avloppsverksföreningen

22 Inledning SOU 1996: 124

om ytterligare villkor som bl.a. inbegriper riktvärden för vissa

organiska föreningar.

Användningen av läkemedel medför tillförsel olika typer

en av av kemikalier till avloppsvattnet. De flesta dessa är inaktiva och

av kraftigt utspädda. Vissa typer av antibiotika har svårare att brytas ned.

Kvicksilver Kadm ium

7A 1980/81

I 1937

E 1992

Figur 1.2. Tungmetaller i slam, mg per kg torrsubstans, från kommunala reningsverk. Medianvärden för storleksklassen 20 000 anslutna personer.

Källa: Utsläpp till vatten 1992. Kommunala reningsverk, och

massa- pappersindustri. Statistiska centralbyrån Na 22 SM 9401.

Kemikalier i samhället

Den största orsaken till den diffusa spridningen kemikalier är att vi

av lever ett "kemikaliesamhälle" där till vardags kommer i kontakt med ett mycket stort antal kemisk-tekniska produkter och under

varor som sin livstid kan avge kemikalier.

Många av dessa ämnen är relativt harmlösa kan ställa till

men problem i miljön genom att stora volymer används. Särskild uppmärksamhet riktas mot de organiska ämnen är svåmedbrytbara i

som naturen och grundämnen som inte alls kan brytas ned, t.ex. tungmetallen bly Tabell 1.4.

SOU 1996: 124 Inledning 23

Tabell 1.4. Bly, ärm använd mängd, ton.

Användning Mängd bly i ton

Blyföreningar:

Metalliskt bly:

Källa: Kemikalieinspektionen, Miljöboken Naturvårdsverkets miljödatabas

Ett mycket stort antal kemiska ämnen är kända ca 10 miljoner. Av de 1 500 högvolymkemikalier som används i industrin och i samhället i övrigt saknas tillfredsställande dokumentation för en stor andel. Den internationella handeln med kemiska produkter och varor medför att det är svårt att få tydlig bild av flödet av olika kemiska ämnen i

en

samhället. I Kemikalieinspektionens s.k. produktregister registreras

tillverkning och import kemiska produkter. För drygt 50 kemikalier

av finns förbud eller andra regleringar som begränsar användningen av dem Ett antal andra änmen, tagits fram enligt noggrarma kriterier

som

miljö- och hälsofarlighet, har satts upp på t.ex. Kemikalieinspektioom

OBS-lista och s.k. Solnedgångslista med avsikt att begränsa nens användningen vissa kemikaliegrupper. Avsikten är också att lång-

av siktigt begränsa innehållet av olika kemiska ämnen i varor.

Elektriska apparater av de mest skiftande slag är vanliga i hushållen. I dessa ingår en mängd olika plast- och kompositmaterial samt olika slag metaller. Ett krav för elapparater är att de inte skall

av

brandfarliga. Detta medför t.ex. att de persondatorer och skrivare vara

24 Inledning SOU 1996: 124

sanidagäribnücbaälamsmndiåüacawmmrbrmmadeñmnslcyddsmedel.

De kemikalier inom byggindustrin som uppmärksammats mest

ur hälsosynprmkt är användningen av mjukgörare i golvmaterial och vissa typer av tapeter. Under en 25-årsperiod uppskattas 600 000 ton mjukgörare ha använts. Tiotusentals ton av klorparaffmer och arylfosfater

ingår som mjukgörare i plastmaterial och fogmassor. Det har uppdagats

att även PCB har använts i fogmassor och i vissa golvbeläggningar.

Bilkemikalier inköps årligen i Sverige för ca l miljard kronor. Många av de produkter som tidigare använt går att undvara eller går att byta ut mot mindre skadliga alternativ. Som ett exempel har den typ av hälsoskadlig kylarvätska som baserats på etylenglykol ersatts med den ofarliga propylenglykolen. 1990 förbrukades 20 000 ton kallavfettningsmedel innehållande petroleumbaserat lösningsmedel och nonylfenoletoxylater. Dessa har ersatts av mindre hälso- och miljöskadliga produkter.

Varje år används i landet 180 000 m3 smörjoljor. Stora mängder Smörjmedel sprids i naturen. Vid användning av fordon och maskiner

sprids varje 85 000 m3 förbrukningsoljor till omgivningarna.

Omkring 35 000 m3 använd motorolja, är mycket hälso- och

som miljöskadlig, tas inte om hand på ett acceptabelt sätt utan riskerar att spridas i miljön. Smörjmedelsindustrin har börjat bli varse problemen och särskilt sådana oljor som vid användningen går förlorade till omgivningen kommer att ersättas med andra mindre skadliga produkter. Vikten av att samla upp använd motorolja har belysts i flera

kampanjer. Användningen av metaller i världen är mycket stor. Miljöpåverkan

även med risker för hälsan är stor vid alla steg i framställningen av

metaller, från brytning till smältning och bearbetning. Färdiga

metallprodukter slits och korroderar och metallema förs ut till vattendrag. Elektronikskrot kan komma att brännas varvid lödrnetallerna kan avgå till luften.

Plaster finns av väldigt många olika typer, med eller utan tillsatser av många olika slag. Vissa typer av plast kan återvinnas eller brännas utan större risker för hälsa eller miljö medan andra är svårare att omhänderta på ett säkert sätt. Idag återvinns 10 % plastavfallet.

ca av Omkring 60 % av all plast hamnar deponi.

Nästan alla plaster innehåller någon typ av tillsatser eller plastadditiv, särskilt PVC och konstruktionsplast utgör 30 %

som ca av världsmarknaden av termoplaster. De hälso- och miljöfarliga plastadditiv som diskuterats mest är bly, kadmium, bromerade flamskyddsmedel, ftalater, klorparaffmer och tennorganiska föreningar. Kadrnium har inte varit tillåtet som additiv sedan 1982 kan finnas i äldre

men produkter. Den möjlighet som finns att återanvända plaster är att

SOU 1996: 124 Inledning 25

återcirkulera viss typ produkt för att framställa en ny av samma

en av slag, eftersom olika plaster inte kan blandas.

typer av

Vid framställning textilier används kemikalier i alla led av

av tillverkningen från odling till vävning och färgning av textilier. Produktionen har till stor del flyttat till andra länder och den direkta spridningen i Sverige är numera mindre.

Avfall

Vårt moderna samhälle producerar stora mängder kasserade restprodukter bedöms sakna värde och den största mängden detta

som av avfall omhändertas deponier. I vissa fall kan restproduktema återvinnas. Stora avfallsmängder uppkommer inom gruvnäring, industriell verksamhet, hushållen och från samhällsgemensam verksamhet.

Av hushållsavfallet förbränns hälften. Vid förbränning frigörs

ca och bildas ett stort antal miljöfarliga ämnen bl.a. tungmetaller och dioxiner. Långtgående krav rening har kraftigt minskat utsläppen

Tabell 1.5.

Tabell 1.5. Utsläpp av dioxiner från större kända källor, gram TCDDekvivalenter per år.

Förbränning av

Massa och pappersindustri

till luñ 4-6 1 -

till vatten 15-3 2-5 -

Metallindustri 20-4 6-24

Källa: POP Stabila organiska miljögiñer. Naturvårdsverket rapport 4563, 1996.

26 Inledning SOU 1996: 124

Miljöfarligt avfall, dvs. sådant avfall bedöms kunna skada miljön

som eller hälsan, ska hand i särskilda anläggningar. Särskild

tas om uppmärksamhet har riktats mot batterier och ackumulatorer

som innehåller kvicksilver och kadmium och mot elektrisk utrustning och rivningsavfall innehållande PCB. Vissa insamlas för återvinning

varor eller deponering Tabell 1.6. Särskilt viktigt för att undvika risker för hälsan är insamlingen batterier, gummidäck och spillolja samt

av

skrotning av bilar.

Tabell 1.6. Återvinningsgrad i procent av olika material och varor 1991.

Källa: Naturmiljön i siffror. Statistiska centralbyrån 1993.

Trafik

Industrialismen bidrog kraftigt till ökning transporterna, till

en av en början främst med båt och järnväg. Jämvägsnätet i Sverige

var som störst i början på 20-talet. Vägtrañken har expanderat kraftigt särskilt under 1960-talet då främst persontrafrken med bil ökade. Närmare 80 % av persontransportema i dag sker med bil och 10 % med buss.

ca Godstrafrken har ständigt ökat och sker nu till 50 % lastbil och till ca 40 % på järnväg.

Vår genomsnittliga rörlighet under 1900-talet har ökat från 9 km

ca per dag 1950 till ca 35 km per dag 1990. Det är främst

persontransporterna med bil som är den största orsaken. Andelen bilåkning

av det totala resandet är uppemot 70 %. Det beräknade s.k. trañkarbetet för bensindrivna fordon är år omkring 61 miljarder fordons-

per kilometer och för dieseldrivna fordon omkring 7 miljarder fordonskilometer.

Andelen personbilar med katalysator har ökat sedan lagkravet 1989 och var 1993 drygt 37 % av det totala antalet personbilar. Detta medför

SOU 1996: 124 Inledning 27

särskilt minskade utsläpp av kväveoxider och kolväten. Blyfri bensin har dramatiskt förbättrat luftkvaliteten med avseende bly.

Flygtrafiken har ökat påtagligt de senaste åren. En fördubbling av antalet flygplansrörelser från ca 200 000 till över 400 000 har skett mellan 1980 och 1990. Flygtrafikens utsläpp av föroreningar och buller är ett stort problem i närheten av flygplatser.

Man uppskattar att det finns 765 000 motordrivna fritidsbåtar

ca och 170 000 snöskotrar i bruk. Under sin drift har dessa förhållandevis höga utsläpp.

Trafiken med motorfordon och flyg ger ett stort bidrag till utsläppen

luftföroreningar som kväveoxider, flyktiga organiska ämnen, av polyaromatiska kolväten PAH och dioxiner. Trafikens utsläpp till luft

behandlas utförligt i kapitel 2 om luftföroreningar med betydelse för

hälsan.

Trafikens slitage däck och vägbana samt oljespillet bidrar

av

påtagligt till spridningen av en mängd föroreningar. Förbrukningen av

bildäck i Sverige är runt 60 000 ton. Från dessa däck beräknas att ca 10 000 ton däcksmassa slits loss och sprids i omgivningen. Däcks-

innehåller omkring 20 % högaromatisk olja. Risk finns för att massan

sådan olja kan frigöras från gurmniparliklarna och spridas i omgivning-

Flera andra giftiga ärrmen ingår också vid tillverkningen av arna. gummidäck och risk finns att rester dessa ämnen sprids till

en av omgivningarna.

Energi

Industrisamhället är i hög grad beroende av en god tillgång på energi och på transporter. Den ursprungliga energikällan i Sverige har varit ved och kol från skogen. Under 1800-talet ersattes denna delvis av importerad kol och koks. Vattenkraftelen byggdes ut under första halvan 1900-talet och fick stor betydelse för järnvägstransporter och

av för energikrävande industrier. Under 1950- och 60-talen möjliggjordes den snabba ökningen energikonsumtion främst genom ökad

av användning olja. Därefter har kärnkraften fått en stor betydelse

av parallellt med ökad användning av kol med ny teknik, gas och en

en mängd mindre energislag.

Dagens användning energi tillhör de faktorer som mest har

av påverkat vår ntiljö. Det är främst den kraftigt ökade förbränningen av fossila bränslen bidrar till utsläpp av skadliga ämnen till luft och

som vatten Se vidare kapitel 2 om luftföroreningar av betydelse för hälsan.

Energianvändningen i Sverige framgår av tabell 1.7. Oljeprodukter

är det största använda energislaget följt och inhemska källor som

av t.ex. ved. Kärnkraften och vattenkraften svarar för cirka hälften vardera

av den totala elenergiproduktionen, och tillgången på billig elenergi från kärnkraft har påskyndat minskningen utsläppen svavel och

av av sot.

Tabell 1.7. Energianvändningen i Sverige uppdelat på energislag, Terawatttimmar Twh.

Källa: NUTEK, Energiläget 1995

1 1 Regionala milj öhälsorapporter

.

På flera håll i landet har initiativ tagits till att göra en översikt över

regionens miljörelaterade hälsoproblem i miljö-hälsorapporter. Nedan

följer några exempel.

Miljö och hälsa mellan Vänern och Vättern

Rapporten från Landstinget i Skaraborg, 1991, de första i sitt

är en av slag och utformad som en miljöplan för landstinget. En genomgång

av såväl lagar, organisation som miljö- och hälsoförhållanden beskrivs.

Den framtida vattenförsörjningen upplevs ett kommande

som problem i regionen. Detta till följd markförsurning också

av men genom påverkan från jordbruksmark. Ett stort antal personer har egen brunn och flera av de kommunala vattentäktema är små och mindre väl lokaliserade. De kommunala vattendistributionsnäten är också föråldrade med risk för smitta.

I Skaraborg finns uranhaltig alunskiffer och tillverkning

av lättbetong från denna har skett i länet. Härigenom finns ett stort antal hus av sådant radonavgivande material.

Ett "Miljömedicinskt forum" för miljösamarbetet i länet har etablerats. Denna organisation ska även kunna utnyttjas vid miljölarm.

Stockholms län

En "Miljö-hälsorapport" har publicerats 1994 av Miljömedicinska enheten, Stockholms läns landsting. Rapporten har delvis baserats på material från miljöhälsoenkät fokuserad på inomhusmiljö, trafik och

en allergiska problem.

I rapporten betonas inomhusmiljöns stora betydelse. Kvalsterallergin har ökat i länet och man uppskattar att 3-4 000 barn är sensibiliserade för kvalster. Pälsdjur förekommer i hälften av familjerna och allergi drabbar 10-15 % av alla barn. Många drabbas indirekt

spridning av pälsdjursallergen till offentliga miljöer som t.ex. genom skolor. Miljötobaksrök passiv rökning är ett utbrett problem. I länet beräknas 2 000 barn årligen drabbas av luftrörskatarr till följd av föräldrarnas rökning.

Stockholms län har stora områden med förhöjd risk för markradon och länet har större andel blåbetonghus än övriga landet. Gasspisar

en förekommer i Stockholms stad och är en stor källa till exponering för kvävedioxid inomhus.

Trafiken är den största källan till luftföroreningar utomhus. I hela länet 3-4 % att de ofta besväras av bilavgaser och i Stockholms

uppger innerstad uppger ca 13 % att de ofta är besvärade av luftföroreningar.

Bullerstömingar från vägtrafiken är vanligt förekommande särskilt i Stockholms innerstad där 16 % anser sig ofta störda av trafikbuller. Ungefär lika stor andel störda finns i kommunerna rtmt Arlanda flygplats. För länet i övrigt är ca 85 000 personer ofta störda av trafikbuller i bostaden.

Miljö och hälsa i Skåne

I rapporten från Malmöhus läns landsting, 1995, uppges att karakteristiskt för Skåne är den höga befolkningstätheten. Här bor 13 % av Sveriges befolkning 3 % av landets yta.

Trafikens utsläpp av kväveoxider och närheten till grönområden är två huvudteman tas i rapporten. En ambitiös uppskattning av

som upp befolkningens exponering för kväveoxider har utförts.

För att belysa industrins bidrag till luftföroreningarna har för Trelleborg gjorts en särskild uppskattning. Denna visade att industrins bidrag uppskattningsvis var ca 2 % av trafikens utsläpp till luft.

För hela Malmö uppskattas 5 % befolkningen bo vid gator

ca av

kan vara utsatta för buller nattetid. Variationen inom staden som mellan olika områden uppskattas i allmänhet vara 0-10 % där det största antalet personer bor i centrala staden.

30 Inledning SOU 1996: 124

Vissa områden i sydöstra Skåne har förhöjda naturliga halter

av kadmium i marken. Detta kan ge problem landsbygden med förhöjda halter kadmium i brunnsvatten. Sammanlagt ca 13 000 bor i

personer dessa områden. Analyser av brunnsvatten från ett antal enskilda vattentäkter har i några fall visat halter överstigande Livsmedelsverkets gränsvärde för kadmium 5 ;rg/l

Trots att Skåne domineras lerjordar finns vissa områden med

av förhöjd risk för markradon. Uppskattningsvis bor 120 Skånes

000 av befolkning i sådana områden.

Malmöhus län är sämre tillgodosett med grönytor än andra delar

av landet. I de tolv undersökta städerna utgörs endast 10-15 % av stadens yta av grönområden. Något samband mellan ohälsa och närhet till grönområden kunde inte observeras.

De årliga kostnaderna för föräldrarnas frånvaro för sjuka sexåringar i de tolv skånska städerna beräknades till 24 Mkr, astma och

varav allergi beräknades kosta 3-4 Mkr. Hur stor kostnad som direkt kunde hänföras till miljöpåverkan redovisades inte men man ville belysa de möjliga besparingar som kan göras genom miljöförbättrande åtgärder.

Göteborgs och Bohus län

Miljöfaktaboken Miljö i Väst, 1995, har tagits fram inom "Miljö i Väst

en regional Agenda 21" och beskriver miljömålen, miljötillståndet och behovet av miljöförbättringar i regionen.

Västkustens relativt blåsiga klimat ventilerar ofta bort luftföroreningar medan topografin med djupa sprickdalar verkar i motsatt riktning och kan "stänga inne" luftföroreningar som kan nå för Sverige relativt höga nivåer under särskilda meteorologiska förhållanden.

Göteborgsområdet har en stor koncentration av industrier och raffinaderier samt sjöfart som bidrar med luftföroreningar utöver trafiken. Trafiken och industriema i regionen har påtagliga utsläpp av lätta kolväten som bidrar till bildning av marknära ozon.

De flesta fastigheter som utsätts för mycket höga bullemivåer över 70 dBA ekvivalensnivå ligger utmed några få tungt belastade trafikstråk. Inom Göteborgs stad beräknas 5 000 personer vara utsatta för sådana nivåer. Omkring 20 000 personer beräknas i Göteborgs innerstad vara störda för ljudnivåer i intervallet 65-69 dBA och omkring 80 000 personer beräknas bo i områden där bullret överstiger nivån för en god bullenniljö 55 dBA.

I norra Bohuslän finns en ökad risk för radonexponering det

genom höga innehållet av uran i bohusgraniten.

Västsveriges berggrund och relativt stora nederbörd medför lokalt stort atmosfäriskt nedfall av kvicksilver tillsammans med

som

SOU 1996: 124 Inledning 3 1

försurningen medför att fisken i många västsvenska sjöar innehåller kvicksilver i halter över 0,5 mg/kg. Musslor som inneåller algtoxiner är ett lokalt livsmedelsproblem. Utsläpp av kvicksilver och dioxiner från kloralkalifabriker och massafabriker till Göta älv medför att dessa ämnen finns anrikade i sediment och kan spridas till dricksvattnet.

Kommentarer

En generell slutsats som kan dras av rapporterna är att de huvudsakliga rniljörelaterade hälsoproblemen är likartade i olika delar av landet men med lokala variationer.

Trafiken och luftmiljöns stora betydelse samt de senaste 10 årens förbättringar luñkvalitet framgår i alla rapporterna. Bullerproblemen från trafiken tycks inte ha förbättrats i motsvarande grad.

Ett ökat intresse för inomhusmiljön och sambanden mellan miljö och allergiska åkommor är även det gemensamt för de olika rapporterna.

Vattenfrågomas betydelse i Skaraborg kan tyckas framsynt liksom de hälsoekonomiska beräkningarna i Skånerapporten.

1.1.3 Litteratur

Kemikalieinspektionen. Begränsningslistan förteckning över ämnen

som är förbjudna eller vars användning är inskränkt. 1995.

Kemikalieinspektionen. OBS-listan en förteckning över ämnen som

kräver särskild uppmärksamhet. 1995.

Kemikalieinspektionen. Selecting multiproblem chernicals for risk reduction apresentation of the Swedish sunset project Solnedgångs-

listan. KEMI Report No 13/94, 1995.

Naturvårdsverket. Miljö 93 Ett miljöanpassat samhälle. Naturvårds-

verket Rapport, 4234, 1993.

Naturvårdsverket. Energi och miljö. Underlag till Ett miljöanpassat samhälle. Naturvårdsverket Rapport, 4204, 1993.

Naturvårdsverket. Trafik och miljö. Underlag till Ett miljöanpassat samhälle. Naturvårdsverket Rapport, 4205, 1993.

32 Inledning SOU 1996: 124

Naturvårdsverket. Industri och miljö. Underlag till Ett miljöanpassat samhälle. Naturvårdsverket Rapport, 4206, 1993. Naturvårdsverket. Jordbruk och miljö. Underlag till Ett miljöanpassat samhälle. Naturvårdsverket Rapport, 4208, 1993. Naturvårdsverket. Skogsbruk och miljö. Underlag till Ett miljöanpassat samhälle. Naturvårdsverket Rapport, 4209, 1993. Naturvårdsverket. Elektronik och elektriska produkter. Naturvårdsverket Rapport, 4394, 1995. Naturvårdsverket. Gummikemikalier. Naturvårdsverket Rapport, 4437, l 995

. Naturvårdsverket. Materialflöden i samhället. Naturvårdsverket Rapport, 4504, 1996. Naturvårdsverket. POP, Stabila organiska miljögifter, Naturvårdsverket Rapport, 4563, 1996. Naturvårdsverket. Renare slam. Naturvårdsverket Rapport 425 1993. Naturvårdsverket. Skogsindustrins utsläpp till vatten och luft samt avfallsmångder 1994. Naturvårdsverket Rapport 4434, 1995. Naturvårdsverket. Trace elements in agriculture. Naturvårdsverket Rapport 4077, 1992. Naturvårdsverket. Utsläpp till luft och vatten från kemisk industri, 1993. Naturvårdsverket Rapport, 4462, 1995. Naturvårdsverket. Aktionsplan avfall, Naturvårdsverket Rapport 4602, 1996. Naturvårdsverket. Milj öboken Naturvårdsverkets miljödatabas.

- Statistiska centralbyrån. Industrins avfall och returråvaror 1990. Na 28 SM 9201, 1992. Statistiska centralbyrån. Avfall och återvinning i kommunal regi 1990. Na 28 SM 9201, 1992.

SOU 1996: 124 Inledning 33

Statistiska centralbyrån. Utsläpp till vatten 1992. Kommunala renings-

och pappersindustri. Na 22 SM 9401, 1994. verk, massa

Statistiska centralbyrån. Utsläpp till luft i Sverige av svaveldioxid, kväveoxider, ammoniak och koldioxid 1994. Na 18 SM 9501, 1995.

Landstinget i Skaraborg. Miljö och hälsa mellan Vänern och Vättern. 199

Länsstyrelsen i Göteborg och Bohus län, Göteborgs stad, Bohuslandstinget och Göteborgsregionen. Miljöfaktaboken. Miljö i Väst. 1995:16.

Malmöhus läns landsting. Miljö och hälsa i Skåne, 1995.

Stockholms läns landsting. Miljö-hälsorapport, 1994.

Varor som faror. Ds 1992:58.

1.2. Metodik för hälsoriskbedömning av

för fastställande av

miljöföroreningar medicinska lågrisknivåer

Ett gemensamt verktyg i hanteringen problemen med olika miljö-

av föroreningar är riskbedömningen av ämnet eller änmesgruppen. Möjligheterna att göra riskbedömningar varierar dock starkt beroende

vilken information finns ämnets förekomst, exponering och

som om kunskap hälsoriskema. Vissa ämnen är väl undersökta, medan

om information nästan helt saknas för andra. Specifika krav testning finns bara för sådana kemikalier som är läkemedel, bekämpningsmedel eller livsmedelstillsatser samt för industrikemikalier. Existerande

nya induslrikemikalier används i stora volymer ska också testas enligt

som vissa minimikrav. Många miljöföroreningar som finns i vatten, luft och föda har dock bildats i samband med t.ex. klorering, förbränning eller i atmosfärskemiska reaktioner. För sådana ämnen finns inga krav på testning.

34 Inledning SOU 1996: 124

l .2. l Riskidentifiering

För att kunna bedöma ett ämnes toxiska egenskaper att göra

en

faroanalys eller riskidennfering erfordras kunskaper från djurförsök,

epidemiologiska undersökningar studier exponerade befolknings-

av grupper eller kliniska försök på frivilliga försökspersoner. Utifrån sådana undersökningar kan man kännedom om ämnets akuta och kroniska giltighet och vilka organ som primärt drabbas kritiska effekter. Viktiga uppgifter tas också fram hur ämnet tas i

om upp kroppen, sprids till olika organ, omvandlas till s.k. metaboliter och utsöndras. Olika typer av cellodlingsförsök kan också infonnation

ge om vissa toxiska effekter, t.ex. om ämnet har förmåga att framkalla mutationer skada cellens arvsmassa, DNA. Experimentella försök med människor kan göras endast vad gäller lätta och reversibla effekter.

Epidemiologiska undersökningar har oña utförts med yrkesexponerade arbetare där man i många fall har kunnat koppla ihop symtom, översjuklighet eller överdödlighet med att arbetarna utsatts för föroreningar i sin arbetsmiljö. l takt med att arbetsmiljön förbättras minskar emellertid denna inforrnationskälla. För luftföroreningar och andra miljöföroreningar har också många epidemiologiska undersökningar gjorts allmänna befolkningen eller förrnodade känsliga eller hö gexponerade grupper.

Allteltersom både den allmänna miljön och arbetsmiljön förbättras, blir data från djurförsök allt viktigare för att bedöma hälsoriskema med miljöföroreningar. Detta gäller naturligtvis särskilt för sådana ämnen som inte hunnit få stor spridning i miljön. Ofta kombineras djurförsök in vivo med tester t.ex. cellkulturer in vitro-försök. De vanligast använda djurslagen är råttor och möss. Förutom att studera allmäntoxiska effekter kan man göra speciella toxikologiska undersökningar av t.ex. effekter på reproduktionen fortplantning inkluderande missbildningar, mutagena effekter och cancer. Djurcancerstudier är mycket tids- och kostnadskrävande, och utförs bara på utvalda kemikalier. De krävs för läkemedel, livsmedelstillsatser och bekämpningsmedel.

1.2.2 Riskuppskattning

I nästa steg i riskbedömingsprocessen försöker bedöma vid vilka

man doser toxiska effekter kan uppträda, för att utifrån detta fastställa

en dos som inte bedöms medfara risker för människan till följd

av

exponering för föroreningen i vatten, luft eller föda riskuppskattning.

För att göra detta måste man först utifrån djur- eller humandata försöka

SOU 1996: 124 Inledning 3 5

få uppfattning dos- effekt och dos-responssamband. Dos-

en om effektsambandet beskriver förhållande mellan dosen och den eller de uppträdande effektemas allvarlighetsgrad. Dos- responssambandet beskriver förhållandet mellan dosen och andelen exponerade djur eller människor som drabbas av en viss effekt och beror på varierande känslighet mellan olika individer.

Djurförsök eller data från humanexponering ger ofta ofullständig information om dos-effekt- och dos-responssamband. För att komma vidare i riskbedömningsprocessen måste man dock försöka peka ut de

givit upphov till olika toxiska effekter LOEL, lowest lägsta doser som observed effect level, eller om möjligt den högsta dos som givit några effekter N OEL, no observed effect level. Man kan då också se vilken effekt som uppträder vid lägst dos. Vad gäller luftföroreningar uttrycks dosen vanligtvis förenklat som halten i inandningsluften t.ex. mg/m3 eller ppm, men kan också med kännedom om andningsfrekvens och upptaget via lungorna räknas om till exempelvis mg/kg kroppsvikt och dag.

För ämnen som tas via munnen eller som injiceras i djurförsök brukar man uttrycka dosen i mg per kilo kroppsvikt och dag för att få ett jämförbart mått mellan t.ex. gnagare och människor. Dosen kan också räknas i relation till kroppsytan i stället för till kroppsvikten.

om En sådan ekvivalent dos anses av många forskare ge ett mera rättvisande dosmått vid jämförelser mellan försöksdjur och människa. Vid en sådan artomvandling kommer människan alltid att betraktas som känsligare än försöksdjur. Det amerikanska naturvårdsverket EPA

använder sådan artomvandling vid cancerriskuppskattningar se vidare

nedan.

Toxiska ämnen, andra än cancerframkallande

Om man vill sätta ett medicinskt grundat riktvärde för föroreningar i luft, mat eller dricksvatten som ska skydda den allmärma befolkningen mot oönskade hälsoeffekter kan man inte direkt använda de lägsta effektnivåer man identifierat utifrån utförda studier. Bl.a. innehåller den allmänna befolkningen både bam, gamla och sjuka samt människor som av olika skäl kan ha en ökad känslighet t.ex. astmatiker vad gäller retande luftföroreningar. Man måste därför dividera NOEL-värdet med en säkerhetsfaktor för att komma fram till ett riktvärde som man bedömer ger tillräcklig säkerhet. Storleken den säkerhetsfaktor man väljer beror på olika saker, framför allt effektens art och allvarlighetsgrad. Exponeringstidens längd i djurförsök eller humanstudier har betydelse i relation till den förväntade exponeringstiden hos allmänna befolkningen kan vara livslång. Om man utgår ifrån djurförsök måste

36 Inledning SOU 1996: 124

man alltid inkludera en säkerhetsfaktor även kallad osäkerhetsfaktor som tar hänsyn till eventuella skillnader i känslighet mellan människor och försöksdjur. Valet av säkerhetsfaktor kan variera inom vida gränser.

En faktor 2-5 kan vara rimlig om man kan utgå ifrån experiment-

en ellt eller epiderniologiskt fastställd högsta dos utan effekt eller minstaeffektdos hos människa för ett väl dokumenterat, relativt ofarligt ämne med enbart reversibla effekter. För de vanligaste luftföroreningama har man t.ex. endast använt en säkerhetsfaktor på ca 2 vid riskbedömning och fastställande av gränsvärden. En säkerhetsfaktor på till kanske

upp 5 000 kan däremot erfordras för allvarliga kroniska

änmen som ger skador och för vilken en stor del av en befolkning kan utsättas under lång tid. Vid framtagande av ADI-värden Acceptable Daily Intake för t.ex. livsmedelstillsatser dividerar man oftast NOEL-värdet från djurförsök med 100, där en faktor lO att kompensera för skillnad

avser i känslighet mellan individer och ytterligare en faktor 10 variation

avser i känslighet mellan arter. För livsmedelstillsatser accepteras inte cancerframkallande änmen, och djurförsöken är i allmänhet livslånga. För bekämpningsmedel och andra främmande änmen i livsmedel brukar man i stället for ADI använda begreppet tolerabelt dagligt intag TDI

eller veckointag TWI.

Förutom säkerhetsfaktom 100 kan ytterligare säkerhetsfaktorer inkluderas i riskuppskattningen. På har praxis utvecklat sig

senare en där man använder en faktor s 10 för att kompensera för att utgår

man ñån LOEL i stället för NOEL, en faktor 10 djuren inte

s om exponerats under hela sin livstid eller om dataunderlaget är ofullständigt på annat sätt, samt ytterligare en faktor s 10 om det gäller allvarliga effekter såsom cancer eller fosterskador. Om dessa faktorer multipliceras ihop skulle alltså teoretiskt så stor säkerhetsfaktor

en som 100 000 uppkomma, men i praktiken används aldrig större säkerhetsfaktorer än l0 000 bedömningsunderlaget anses i så fall alltför

vara osäkert för att det ska meningsfullt att göra någon riskuppskatt-

vara ning.

Cancerframkallande ämnen

Cancerframkallande ämnen brukar bedömas separat när gör

man riskbedömningar. För sådana cancerframkallande har

änmen som en klar genotoxisk verkningsmekanism mutagena, DNA-skadande cancerogener tror man att en kritisk mutation är en förutsättning för att

tumör ska utvecklas. Även sannolikheten är mycket liten, så en om skulle i princip en enda molekyl kunna förosaka den DNA-skada

som, om den inte repareras, initierar tumörutvecklingen. För sådana änmen

SOU 1996: 124 Inledning 37

kan i så fall räkna med att det finns en liten cancerrisk även vid

man mycket låga doser. Riskens storlek proportionell mot dosen.

antas vara Till skillnad mot andra effekter räknar man därför inte med någon tröskeldos, under vilken inga effekter uppkommer. För sådana ämnen kan i vissa fall göra kvantitativa uppskattningar riskens storlek

man av vid låga doser att utifrån dos-responssambandet beräkna risken

genom vid lägre doser med hjälp av en matematisk modell extrapolering. Det samlade totala intaget under livstid blir avgörande för cancerriskens

en storlek.

Den mest använda matematiska modellen för kvantitativ beräkning

eancerrisken vid låga doser är den s.k. "Linearized multistage av model" amerikanska naturvårdsverket EPA använder för att ange

som livstidsrisken med t.ex. ett dagligt intag av l mg/kg kroppsvikt av ett cancerframkallande ämne s.k. unit risk. Denna modell är konservativ ger överskattning än underskattning av risken bland annat

snarare en därför att ett statistiskt konfrdensintervall läggs vid beräkningen. Dessutom räknar EPA i allmänhet om dosen per kroppsyta i stället för kroppsvikt vid överföring risken från försöksdjur till människa,

av vilket också högre risk. Vid riskuppskattning utifrån epidernio-

ger en logiska data människor burkar de använda modellerna inte inkludera statistiska konfrdensintervall, utan i stället beräknas den mest "sarmolika" risken. Det måste betonas att oavsett vilken matematisk modell

används vid kvantitativ riskuppskattning, så är den teoretiskt som beräknade risken mycket osäker.

Det finns inte något officiellt ställningstagande till hur stor cancerrisk ska acceptabel för den allmärma befolkning-

som anses vara

WHO har angivit riktvärden för några cancerñamkallande ämnen en. i dricksvatten vid halt teoretiskt skulle ge upphov till en livstids

en som cancerrisk på l på 100 000 l-105, men för luftföroreningar har man valt att endast riskens storlek och menar att varje land själv får

ange bedöma hur stor risk är villig att acceptera. I Sverige har Institutet

man

för Miljömedicin på uppdrag av Naturvårdsverket föreslagit lågrisk-

nivåer för några cancerfranrkallande luftföroreningar vid risknivån 1 på 100 000 som livstidsrisk. Utslaget på hela befolkningen innebär en sådan risk ungefär 1 fall år. Naturvårdsverket använder dessa

per lågrisknivåer i det praktiska miljöarbetet för enskilda ämnen. För luftföroreningar totalt har Naturvårdsverket angett l-l0 cancerfall per

och miljon invånare.

Många ämnen är också cancerfrarnkallande i djurförsök utan att

genotoxiska. Dessa ämnen utövar ofta sina cancerogena effekter vara via indirekta mekanismer, som inte inträffar förrän vid en viss dos. Under denna tröskeldos antas inga toxiska eller cancerogena risker föreligga. För sådana cancerñamlçallande ämnen görs riskbedörrmingen

sätt för andra toxiska änmen, dvs. den lägsta dos som

samma som

38 Inledning SOU 1996: 124

givit cancer i djurförsök divideras med säkerhetsfalctor i detta

en som fall bör vara stor, eftersom det är allvarlig effekt.

en

Vad som har beskrivits ovan är hur i riskbedömning kan

man en komma fram till medicinskt grundade riktvärden eller lågrisknivåer. För att en myndighet ska fastställa formella gränsvärden måste risken för dessa negativa effekter sedan vägas mot vad bedöms rimligt

som vara ur ekonomiska, tekniska och praktiska synpunkter. Aspekter på riskvärdering och myndigheternas riskhantering samt exempel jämförande riskbedömningar diskuteras utförligt i utredningens

mer huvudbetänkande, kapitel Se även huvudbetänkandets kapitel

som behandlar sjukdomar som kan vara miljörelaterade, inklusive

cancer.

1.2.3 Litteratur

Haag Grönlund M. An introduction to health risk assessment of chemicals. KEMI Report No 6/95, Kemikalieinspektionen, 1995.

WHO. Guidelines for drinking-water quality. WHO, Geneve, 1993.

WHO. Air quality guidelines for Europe. WHO, Köpenhamn, under

tryckning.

2 Utomhusluft

2.1 Luftföroreningar. Källor, spridning, övervakningsmetoder

Människan har ett självklart behov luft för sin existens. Omkring

av ren 10-20 m3 är behovet per dygn. Föroreningar i luften kan

per person förekomma partiklar eller i gasfonn. Olika typer kemiska

som av ämnen frigörs till luften från både naturliga källor och från mänsklig aktivitet. Naturliga föroreningar har sitt från både biologiska

ursprung och andra växter, bränder, avgång av kemiska ämnen från

processer land och vatten, vulkaner, radioaktivt sönderfall, geoterrniska källor. Luftföroreningar alstrade människor inleddes i och med att elden

av började brukas har ökat kraftigt i och med industrialismen och

men utnyttjandet fossila bränslen i stor skala.

av

Energikonsumtionen i Europa och i de rika länderna har stigit mycket snabbt imder det senaste seklet. I Sverige var användningen av fossila bränslen störst omkring 1970 och har sedan minskat.

som Oljans andel energin har minskat från 70 % 1970 till 44 % 1994.

av Kol och koks samt biobränslen har ökat från 4 respektive 9 % år 1970 till 6 respektive 17 % år 1994. Utsläppen av koldioxid som bidrar globalt till växthuseffekten har därmed minskat från 100 miljoner ton/år till ca 60 miljoner ton/år idag.

Den allmärma medvetenheten om några av de problem som luñföroreningar medför aktualiserades under det förra århundradet men under de senaste femtio åren har kimskapema ökat påtagligt om luftföroreningarnas egenskaper, spridning och effekter. Effekterna av luftföroreningar på hälsan kan stor luñvägamas stora yta

vara genom och begränsade barriärfimlçtion. Emellertid kan andra exponeringsvägar

också viktiga. Vissa luftföroreningar, t.ex. tungmetaller och

vara organiska föreningar, kan deponeras direkt på grödan eller via miljön ansarnlas i organismer som sedan använder till föda.

40 SOU 1996: 124

Utomhusluft

2.1.1 Växthuseffekten

Jordens klimat styrs av en samverkan mellan atmosfären, havens cirkulation och biosfären. Koldioxid i atmosfären återreflekterar värme som strålar ut från jorden så att temperaturen på jordytan hålls betydligt varmare än vad som armars vore fallet. Koldioxid alstras normalt av

alla organismer samt vid all förbränning kolhaltiga bränslen.

av Förutom koldioxid har ytterligare ett antal förmåga gaser samma som koldioxid att återreflektera värme från jordytan. Till dessa hör både i

övrigt naturligt förekommande ämnen vattenånga, metan och

som dikväveoxid lustgas, samt ämnen helt syntetiskt av ursprung som fluorkolväten. Den globala medeltemperaturen har de senaste 100 åren ökat med 0,45 °C vilket har satts i samband med ökningen atmosfärens av koldioxidhalt Denna ökar med ca 0,4 % årligen, vilket främst orsakas av förbränning av fossila bränslen. De svenska utsläppen koldioxid av utgör någon promille av jordens samlade utsläpp och spelar en underordnad roll.

I ett globalt perspektiv förväntas klimatförändring till följd

en av

koldioxidutsläppen medföra försämringar för hälsan och levnads-

förutsättningarna genom utbredning av torra områden samt över-

svämning av låglänta områden till följd ökning havsnivån. Hur

av en av och i vilken omfattning Sverige kan drabbas är osäkert. En ökad temperatur kan förvärra skadedjur och En försärnangrepp av svampar. ring av dricksvattnets kvalitet från ytvattentäkter är tänkbar en arman effekt, liksom ökning vissa sjukdomar t.ex. malaria. Det har en av som diskuterats huruvida växthuseffekten skulle kunna påverka Golfströmmens riktning och försvaga denna. I ett sådant scenario skulle Sverige i stället få ett betydligt kallare klimat.

2.1.2 Uttimningen av ozonskiktet

De så kallade freonema, liksom andra flyktiga kolväten innehållande fluor, klor eller brom, har egenskapen att bryta det så kallade ner stratosfäriska ozonet som naturligt finns på hög höjd i atmosfären. Särskilt vid polema minskas det skyddande skiktet så att ett så kallat ozonhål bildas. Ett uttunnat ozonskikt släpper igenom avsevärt en större del av solens skadliga UV-ljus. För människans vidkommande kan detta medföra en ökad risk för bl.a. hudcancer vidare kapitel 9.

se

En minskande trend för atmosfärens totala ozonmängd gäller vid alla latituder utom möjligen runt ekvatom. Åren 1992 och 1993 visade särskilt stora ozonhål med rekordlåga nivåer vid nordliga latituder troligen beroende på vulkanutbrottet på M:t Pinatubo i Filippinerna. I

början 1994 ozonmängdema åter i nivå med åren 1991 och

av var tidigare. Sommaren 1995 var ozonskiktet det tunnaste som uppmätts i Sverige. Instrålningen UV-ljus och exponeringen för den skadliga

av strålningen har studerats att mäta bildningen av DNA-dimerer

genom

reaktionsprodulct mellan DNA-molekyler av samma slag som ingår

en

i vår arvsmassa. Dessa studier har visat att den skadliga UV-strålning-

har ökat vart tionde med 20-25 % under mars-april och med en

5-15 % under maj till september. Den högsta dosen skadlig UV-

strålning erhålls under våren i Medelhavsområdet men en nästan lika hög dos kan erhållas i södra Sverige i början av maj. Även vid våra breddgrader finns vissa risker för effekter på hälsan.

2.1.3 Gränsöverskridande luftföroreningar

Under sextiotalet uppmärksammades försurningsproblematiken och

dess samband med långväga transport svavelföroreningar. Studier

av

hur luftföroreningar ökar under korta tidsintervall visar på så kallade av episoder, då föroreningshaltema stiger snabbt över mycket stora områden. Detta beror speciella meteorologiska förhållanden, ofta inversion figur 2.1. Sådana episoder utgörs av luft-"paket" som

se

transporteras till vårt land från olika delar av Europa. Luñpaketen innehåller mängd föroreningar såsom svavel- och kväveoxider, sot,

en metaller, flyktiga organiska ämnen och andra organiska miljöföroreningar. Man beräknar 90 % svavel- och kvävenedfallet

att ca av kommer från utländska källor. Å andra sidan "exporterar" Sverige nästan lika mycket kväveoxider som den mängd som "importeras". Däremot exporteras endast omkring fjärdedel så mycket svavel-

en dioxid jämfört med den andel förs till från andra länder. En

som oss stor andel av de metaller och organiska miljöföroreningar som ackumuleras i fisk och andra livsmedel har sitt ursprung i atmosfäriskt nedfall.

42 SOU 1996: 124

Utomhusluft

Rörvik

D Anholt

° Vavihill

0 Valby

I Langeland

Figur 2.1. Tidsförloppet av en "episod". Dygnsmedelvärden svaveldioxid vid

av fem nordiska mätstationer. Källa: IVL-rapport B 1199, 1995.

2.1.4 Marknära

ozon

Marknära ozon och andra oxidanter är följd naturliga och

en av mänskliga utsläpp av flyktiga organiska ämnen och kväveoxider.

av Episoder med höga halter fotokemiska oxidanter inträffar i samband med högtryck under sommaren. Solstrålningen startar fotokernisk

en omvandling i den förorenade luften, där kväveoxider och flyktiga organiska ämnen medverkar till att bilda fotokemiska oxidanter. Av dessa är ozon den viktigaste. Ofta byggs höga koncentrationer

av

föroreningar upp genom att en stabil skiktning i luften uppstår

om högtxycket ligger kvar. Sådan kraftigt förorenad luft kan transporteras mot Sverige och drabba särskilt Sydsverige. Det marknära ozonet har ökat med omkring 10 % per 10 i Europa.

2.1.5 Källor

Energi

Vid förbränning bildas ett stort antal föroreningar. Sammansättningen

varierar mycket beroende på bränslets egenskaper och omständigheterna vid förbränningen till exempel lufttillförseln och

som

förbrämiingstekniken. För stora punktkällor energianläggningar

som och större industrier kan teknik för rening utsläppen utnyttjas till

av förhållandevis låga kostnader. Utsläppen från sådana anläggningar blir därför mindre beroende av bränslets beskaffenhet. Utsläppen från små anläggningar är mera beroende av bränslets sammansättning för att erhålla låga utsläpp. Utsläppen svaveldioxid och kväveoxider

av av från olika källor redovisas i tabellerna 2.1. och 2.2. Vedeldning och

öppen förbränning kan i tätorter ett påtagligt bidrag till utsläppen av

ge sot och flyktiga organiska ämnen tabell 2.3. Huvuddelen av utsläppen

flyktiga organiska ämnen och polyaromatiska kolväten PAH inom av energisektom kommer från vedeldningen tabell 2.4.

Tabell 2.1. Utsläpp av svaveldioxid i Sverige 1000ton.

Förbränning av:

totalt Totala utsläpp 507 97

Källa: Utsläpp till luft 1994av forsurandeämnen,Naturvårdsverket rapport 4461, 1995.

Tabell 2.2. Utsläpp av kväveoxider, räknat som N02, tusen ton.

Förbränning:

Källa: Utsläpp till luft 1994 avtörsurandeämnen, Naturvårdsverket rapport 4461, 1995.

44 SOU 1996: 124

Utomhusluft

Tabell 2.3. Utsläpp av flyktiga organiska ämnen V 0C, ton Källa 1988 1994 Transporter och 245 000 190 000 arbetsmaskiner

Medelvärden av högsta och lägsta bedömningar for de olika branscherna. Källa: Flyktiga organiska ämnen och kväveoxider. Naturvårdsverket rapport 4532, 1996.

Tabell 2.4. Skattning av utsläpp av polyaromatiska kolväten PAH från

år. större kända källor för 1995, ton per

Källa

Källa: Naturvårdsverket rapport 4563

Trafiken

I tabell 2.2 framgår att främst vägtrafiken men även arbetsmaskiner och sjöfarten bidrar med de största utsläppen kväveoxider. Från de olika

av trafikslagen så sker utsläppen av svaveldioxid huvudsakligen från fartygstrafiken Tabell 2.1. Bland föroreningstyper kväveoxider,

som flyktiga organiska ämnen Tabell 2.3 och polyaromatiska kolväten Tabell 2.4 är trafiken den största källan till föroreningar i luften. Trafiken bidrar också påtagligt till utsläppen partiklar Tabell 2.4.

av Andelen personbilar med katalysator har ökat de senaste åren och

man beräknar att mer än hälften av trafikarbetet idag utförs bilar

av utrustade med katalysator. Detta medför särskilt minskade utsläpp

av kväveoxider och kolväten. Blyfri bensin har dramatiskt förbättrat luftkvaliteten med avseende bly. Ett hälsobaserat index för luftkvalitet baserat mätningar svaveldioxid, sot, och kvävedioxid visar

av en

SOU 1996: 124 Utomhusluft 45

trend till förbättring under den senaste tioårsperioden Fig 2.2. Många människor trafikbuller. Detta behandlas i kapitel

störs av Tabell 2.5 Beräknat utsläpp av partiklar ton/år från fordon.

Källa: Naturvårdsverket, fordonsenheten, K Andersson 1995.

Index 250

Svavetdioxid 200 -

x

Luft. 150 sammanvägt 100 - 50a

86/87 88/89 90/91 92/93 94/95

Figur 2.2. Miljöindex for luñlcvalitet. Källor: Luñkvalitet i tätorter 1986-1995. Statistiska centralbyrån Na 24 SM 9501, 1995.

Industrin

Utsläppen till luft från massaindustrin kännetecknas svavel- och

av kväveoxider från förbränning samt i vissa fall starkt luktande ämnen. Skogsindustrins utsläpp av svavel- och kväveoxider tillhör landets största industriella punktutsläpp Tab 2.6 och 2.7.

Tabell 2.6. De största industriella punktutsläppen av svaveldioxid över 500 ton per år i Sverige, ton svavel per år.

Källa: Naturvårdsverket, C-KRUT. Tabell 2.7. De största punktutsläppen av kväveoxider över 1000 ton per år i Sverige, ton per år räknat som kvävedioxid.

Källa: Naturvårdsverket, C-KRUT.

Den petrokemiska industrin är främst förlagd till Västkusten. De utsläpp som uppmärksammats när det gäller den petrokemiska industrin är flyktiga organiska ämnen och svavel- och kväveoxider. Organiska lösningsmedel och andra organiska ämnen släpps ut från gummi-, färg- och verkstadsindustrin liksom även från läkemedelsindustrin.

SOU 1996: 124 Utomhusluft 47

En sammanställning över utsläppen till luft från landets större kemiska industrier så kallade A-anläggningar redovisas i tabell 2.8. Ur tabellen framgår att raffmaderierna intar en särställning när det gäller industrins utsläpp till luft. De är endast fem till antalet men stod 1992 för 55 % utsläppen flyktiga organiska ämnen, 53 % av

av av kväveoxidutsläppen, 71 % svaveldioxidutsläppen och 70 % av

av metallutsläppen. Metallindustrins utsläpp av metaller redovisas i tabell 1.2.

Tabell 2.8. Sammanställning över utsläpp till luft från kemisk industri Aanläggningar 1993.

Branscher VOC NOx SOx Metáller

ton/är ton/är ton/är kg/år Raffmaderier 6 493 2 898 5 929 As 16

Ni l 127

Organisk kemisk industri: Polymerer 711 30

2Halogenerade kolväten.

Flyktiga kolväten, utom metan. Källa: Utsläpp till luñ och vatten frän kemisk industri, 1993. Naturvårdsverket rapport 4462.

Metallindustrin har förutom utsläpp svavel- och kväveoxider även

av

metaller och dioxiner Tabell 2.9. utsläpp av

48 Utomhusluft SOU 1996: 124

Tabell 2.9. Utsläpp av dioxiner från större kända källor, TCDD-ekvivalenter, gram per år.

Massa och pappersindustri

till luñ 1 -

Källa: POP, Stabila organiska miljögifter. Naturvårdsverket rapport 4563, 1996.

Sammantaget för industrierna framgår att de större metallverken, cementindustrin, oljeindustrin och pappersindustrin utgör de mest dominerande punktkälloma för utsläpp till luft av svaveldioxid och kväveoxider Tabell 2.6 och 2.7.

2.1.6 luftkvalitet

Undersökningar av

Mätning av luftföroreningar i tätorter utförs av landets kommuner. Statistiska centralbyrån och Naturvårdsverket samlar uppgifterna från mätningarna och de sammanställs i "Statistiska meddelanden Serie Na 24". Vissa av landets större kommuner redovisar även sina mätdata i månatliga eller årliga rapporter. Institutet för vatten- och luftvårdsforskning startade 1986 det så kallade URBAN-projektet, ett samarbetsprojekt mellan för närvarande 35 kommuner och institutet som dessutom själva utför mätningar i Stockholm och Göteborg. Mätningarna ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakningsprogram för "Hälsa och urban miljö".

Mätningar utförs av kvävedioxid, svaveldioxid, sot, inandningsbara partiklar och vissa flyktiga organiska ämnen kolväten med 6-8 kolatomer. Mätningarna av kvävedioxid, svaveldioxid, sot och flyktiga organiska ämnen genomförs under vinterhalvåret medan mätningar av inandningsbara partiklar genomförs säsongsvis. Mätningar

av ozon genomförs under sommarhalvåret.

SOU 1996: 124 Utomhusluft 49

Ett 20-tal kommuner har redovisning av mätvärden som timrnedelvärden förutom dygns-, månads-, och halvårsmedelvärden. Från 36 kommuner redovisas endast dygns-, månads-, och halvårsmedelvärden. Mätpunktema år valda för att avspegla de generella luftföroreningshalterna i en tätort. Därför genomförs mätningarna "ovan tak" 5-15 m över markytan. I vissa fall finns dessutom mätningar utförda i

gatunivå.

I de större kommunerna utförs mätningarna helt i egen regi med användning av avancerad direktvisande apparatur med olika typer av tekniker. Man har här även möjlighet att komplettera med speciella

mätningar inandningsbara partiklar och polyaromatiska kolväten

som PAH eller bensapyren vilket ofta använd indikator

är en cancerframkallande PAH. I andra kommuner sker mätningarna i samarbete med IVL som kan hyra ut analys- och provtagningsutrustning och även utföra analyserna av t.ex. flyktiga organiska kolväten.

Inom ett europeiskt samarbetsprojekt, det så kallade EMEPprojektet, mäts även halterna av svaveldioxid, kvävedioxid, sot och

vid 6 platser utanför tätortema. I viss mån har även flyktiga ozon

organiska ämnen ingått. Dessa mätpunkter ger en uppfattning om bakgrundsnivåema av luftföroreningar. Mätstationema i EMEP-nätet

drivs IVL på uppdrag av Naturvårdsverket.

av

Eftersom koncentrationen i luften av luftföroreningar hela tiden varierar med tiden med ibland kortvariga toppar, och att olika mätmetoder har olika tidsupplösning, har man valt att ange gränsvärden som percentiler. Detta innebär t.ex. för ett timmedelvärde som en 98percentil att 98 procent av mätningarna ligger under det angivna värdet medan 2 procent av värdena ligger över det angivna värdet. Detta medför att för ett gränsvärde angivet som 98-percentil tillåts att värdet överskrids tiden.

2 procent av Syftet med mätningarna är:

att kunna följa långtidstrender i luftföroreningshaltema

-

att övervaka att fastställda normer för luftkvalitet kan innehållas. -

att ge en uppfattning om individemas exponering för luftförore- -

ningar och därmed även hälsorisker.

De flesta mätningar av luftföroreningar utförs inte i första hand för att ge en direkt uppfattning om exponering. Vi har därför ofta dålig

en

uppfattning om den egentliga hälsorisken av föroreningarna vid en viss

uppgiven halt i ett samhälle.

Exponeringen kan också beräknas utgående från beräknade utsläpp

ett ämne och en modell för dess spridning. Detta har utförts i ett av antal för kvävedioxid med något olika använd metodik NL, 1992 och Miljö och hälsa i Skåne, 1995.

50 Utomhusluft SOU 1996: 124

Exponeringen kan också uppskattas från personbuma dosimetrar. Sådana jämförande studier har utförts före och efter trafikomlägg-

en ning, den så kallade "Norra länken" i Stockholm där halterna kväve-

av dioxid studerades med olika tekniker såväl inomhus utomhus samt

som med personburen utrustning.

Exponeringen av andra luftföroreningar än kväveoxider har uppskattats i en studie vid Institutet för Vatten- och luttvårdsforskning genom att ett samband mellan den aktuella luftföroreningen t.ex.

som bensapyren och kvävedioxid har bestämts. Sedan har exponeringen beräknats utifrån den antagna exponeringen för kväveoxider baserat mätningar. Detta medför osäkerheter i bedömningen förutom osäkerheten i exponeringen för kväveoxider.

En slutsats är att den personliga exponeringen som dygnsmedelvärde återspeglas relativt väl av medelhaltema "ovan tak". Vuxna rör sig mera i den centrala staden vilket underskattning

ger en av exponeringen. Inomhus är halterna något lägre vilket å andra sidan medför en överskattningen av exponeringen baserat på mätningar "ovan tak". Personburen mätutrustning ger endast dygnsmedelvärden medan fast mätutrustning möjliggör en högre tidsupplösning.

Möjligheter finns i dag att uppskatta exponeringen för kvävedioxid relativt väl, men även för bensen finns så mycket mätdata att

en uppskattning av människors exponering borde vara möjlig. För andra luftföroreningar saknas tillräckligt med mätningar. Detta gäller främst partiklar PMlO och vissa cancerframkallande änmen bensapyren, eten mfl.

2.1.7 Litteratur

Lithman T mfl. Miljö och hälsa i Skåne. Malmöhus läns landsting. Malmö 1995.

Miljömedicinska enheten Stockholms läns landsting, Miljöförvaltning-

en Stockholms stad. Norra länken. Miljömedicinska konsekvenser

av

en trafikomläggning. Stockholm 1993.

Naturvårdsverket. Trafik och miljö. Underlag till Miljö 93 Ett

miljöanpassat samhälle. Naturvårdsverket Rapport, 4205, 1993.

Naturvårdsverket. Industri och miljö. Underlag till Miljö 93 Ett

miljöanpassat samhälle. Naturvårdsverket Rapport, 4206, 1993.

Naturvårdsverket. Ett miljöanpassat samhälle. Naturvårdsverket Rapport, 4234, 1993.

SOU 1996: 124 Utomhusluft 5 1

Naturvårdsverket. Utsläpp till luft av försurande änmen. Naturvårdsverket Rapport 4461, 1995.

Naturvårdsverket. Utsläpp till luft och vatten från kemisk industri, 1993. Naturvårdsverket Rapport, 4462, 1995.

Naturvårdsverket. Materialflöden i samhället. Naturvårdsverket Rapport, 4504, 1995.

Naturvårdsverket. Flyktiga organiska ämnen och kväveoxider. Naturvårdsverket Rapport 4532, 1996.

Namrvårdsverket. POP, Stabila organiska miljögifter, Naturvårdsverket Rapport, 4563, 1996.

Naturvårdsverket. Energi och miljö. Industri och miljö. Underlag till Miljö 93 Ett miljöanpassat samhälle. Naturvårdsverket Rapport,

- 4204, 1993.

Statistiska centralbyrån Utsläpp till luft i Sverige av svaveldioxid, kväveoxider, ammoniak och koldioxid, 1994. SCB Na 18 SM 9501, 1995.

Statistiska centralbyrån Luftkvalitet i tätorter 1986-1995. SCB Na 24 SM 9501

Steen B. Sveriges befolknings exponering för kväveoxider och

mutagena änmen i luft. IVL-rapport B 1033, 1991.

Steen B, Cooper D. Kväveoxider i svenska tätorter Exponerings-

förhållanden. IVL-rapport B 1052, 1992

2.2 Hälsoeffekter av

luftföroreningar

Luftföroreningar har, som framkommit i inledningen, ett flertal olika källor. Det är främst gasformiga eller flyktiga ämnen samt små partiklar som är betydelsefulla vid inandning. Större partiklar och svårflyktiga ämnen, speciellt vissa metaller och tyngre organiska ämnen, kan deponeras växter och därigenom exponering via

även ge födan. Vissa svåmedbrytbara ånmen kan ingå i det biologiska kretsloppet och tas upp och ansarnlas i växter, bär, fisk och vilt. För sådana

52 Utomhusluft SOU 1996: 124

ämnen blir intaget via föda oftast den viktigaste exponeringsvägen, och intaget via inandning proportionellt sett litet. Sådana ämnen som sprids med luften men som främst är betydelsefulla som föroreningar i dricksvatten eller föda behandlas i kapitel 4 och

I det här kapitlet kommer några av de viktigaste luftföroreningama att tas upp. De flesta uppträder i förhöjda halter i tätorter, där de lokala utsläppen ger stora bidrag, medan t.ex. förhöjda ozonhalter uppträder främst över hela regioner men även i av större föroreningskällor. De hälsoeffekter som kan uppkomma vid inandning förutom direkta effekter luftvägarna, även effekter andra organ genom att ämnet tas upp till blodet och sprids i kroppen, samt cancerrisker. Luftföroreningar kan också förorsaka lukt, irritation och andra olägenheter.

I epidemiologiska undersökningar studeras den samlade effekten

av luftföroreningar och det kan vara svårt att skilja ut effekten ett

av speciellt ämne. I experimentella studier studeras å andra sidan effekten av enskilda änmen, och i vissa fall specificerade blandningar. Den i och for sig bristfälliga kunskapen från sådana blandningsförsök tyder inte på några uttalade förstärkningseffekter, utan olika luftföroreningar antas verka additivt.

2.2.1 Svaveldioxid S07

Kritisk effekt: Förhöjd risk för bronkit och andra

luftvägssjukdomar Känsliga grupper: Personer med luftvägssjukdomar Gränsvärde: Dygnsmedelvärde 100 ug/m3 Antal exponerade över gränsvärden: Troligen inga

Svaveldioxid och sot är de "klassiska" luftföroreningama, och de har mätts upp under lång tid. I många europeiska städer var tidigare halterna mycket höga, främst grund av individuell uppvärmning av bostäderna med kol som kan innehålla höga halter svavel. I de

av svenska tätorterna har halterna sjunkit avsevärt sedan 70-talet som en följd av minskad svavelhalt i eldningsolja och byggandet av fjärrvärmeanläggningar.

Hälsoeffekter, rekommendationer och gränsvärden

Hälsoriskema med svaveldioxid uppmärksammades redan under 50talet, då periodvis mycket höga koncentrationer uppkom i samband

med smog-episoder i stora europeiska städer. Den mest kända smogkatastrofen inträffade i London 1952, då flera tusen människor med kroniska lung- och hjärtsjukdomar avled till följd av luftföroreningama. Sedan dess har många epidemiologiska studier utförts. De flesta har beskrivit kortvariga förändringar i luftföroreningsnivån, där

effekter av sambandet mellan dygnsmedelvärden av svaveldioxid och sot och olika luftvägseffekter har undersökts. Man har t.ex. påvisat försämring i tillståndet hos patienter med kroniska luftvägssjukdomar som astma och kronisk bronkit, och ett ökat intag på sjukhus av patienter med akuta luftvägsbesvär under dagar med förhöjda luftföroreningshalter.

De lägsta halter klart har knutits till försämring av tillståndet

som hos med luftvägssjukdomar samt akuta effekter från

personer luftvägama är ca 250 ug/m3 som dygnsmedelvärde av S02 och sot. Utifrån detta har det svenska gränsvärdet för svaveldioxid och sot satts till 100 respektive 90 ,ug/m3 dygnsmedelvärde, uttryckt som 98-

som percentiler. Detta innebär att gränsvärdena får överskridas mer än 2 % tiden, dvs 4 dygn halvår. WHO:s riktvärde är 125 ,ug/m3.

av per Några studier har sett en ökning av läkar- eller sjukhusbesök för

nyare luftvägssjukdomar samt ökad mortalitet även vid lägre halter än 250 ;rg/må Samtidigt har dock flera studier visat på samband mellan sådana effekter och partikelhalten i luft se vidare nedan. Intresset har därför förskjutits från svaveldioxid till partiklar. Samtidigt har luftföroreningsmönstret i städer förändrats från stort relativt bidrag från uppvärmning till stort relativt bidrag från trafik, där svaveldioxid

liten del. I WHO:s uppdaterade Air Quality Guidelines bara utgör en 1996 har därför gått ifrån svaveldioxid och sot som gemensam

man indikator luftföroreningar. Man anger att 125 ug/m3 S02 fortfarande innehåller tillräcklig säkerhetsmarginal för luftvägseffekter.

en

Beträffande långtidsexponering så har epidemiologiska undersökningar visat på förhöjd förekomst av sådana symtom från luft-

en vägama indikerar kronisk luftvägssjukdom samt en försämrad

som lungfunktion bor i områden med höga årsmedel-

hos personer som värden svaveldioxid och jämfört med områden. Äldre

av sot renare sådana studier har bekräftats nyare studier i f.d. Östtyskland,

av Tjeckoslovakien och Kina där utsläpp av svaveldioxid i samband med kolförbrämiing fortfarande är en stor föroreningskälla. Flera epidemiologiska studier har inriktats bam, är mer känsliga än vuxna. En

som förhöjd förekomst av luftvägsinfektioner och symtom på bronkit har i sådana studier påvisats i områden med förhöjda SOZ-halter. WHO bedömde 1987 att de lägsta långtidsmedelvärden svaveldioxid och

av sot har förknippats med luftvägseffekter på barn och vuxna är ca

som 100 ,ag/må Några nyare studier indikerar visserligen att effekter skulle kunna uppkomma även vid lägre halter än så, men i WHO:s uppdaterade Air Quality Guidelines rekommenderas liksom tidigare 50 ug/m3

54 SOU 1996: 124

Utomhusluft

S02 som årsmedelvärde. Det svenska gränsvärdet för svaveldioxid och

sot är 50 och 40 ;rg/mi respektive vinterhalvårsmedelvärden.

I tabellen nedan anges de svenska gränsvärdena och WHO:s rekommendationer. EU:s gränsvärden gäller för kombinationen svaveldioxid och sot, och är högre än de svenska gränsvärdena.

Tabell 2.9. Gränsvärden och rekommenderade värden for svaveldioxid, jämfört med uppmätta halter i olika svenska tätorter 1993-1995 pg/mä. Avser halter ovan tak.

I 98-percentil får inte överskridas än två procent tiden, dvs högst 88

mer av timmar resp. högst 4 dygn per halvår 7 Max. värde

Av tabell 2.9 framgår att svaveldioxidhaltema i svenska tätorter för

nu tiden i stort sett alltid ligger klart under gränsvärdena. I dag utgör därför svaveldioxidhaltema i våra tätorter knappast något hälso-

problem längre.

En trend mot sjunkande halter finns också i städer i övriga Europa. Halterna är dock fortfarande höga i många städer. Enligt WHO:s sammanställning 1995 "Concem for Europes Tomorrow" bodde 3 % av Europas befolkning i slutet av 80-talet i områden där årsmedelvärdet 50 ug/m3 överskrids, och 21% i områden där dygnsmedelvärdet 125 ug/m3 överskrids både stad och landsbygd sammantaget. Följaktligen gör WHO i denna rapport bedömningen att svaveldioxid

är en ur hälsosynpunkt viktig luftförorening "of major to

concern health" för Europa.

Litteratur

WHO. Air Quality Guidelines for Europe. WHO regional publications, European series No 23, Köpenhamn 1987.

.

WHO. Concern for Eur0pes Tomorrow. WHO European Centre for Environment and Health. Wissenschaft. VerL-Ges., Stuttgart 1995.

WHO. Air Quality Guidelines for Europe, under tryckning. 1996.

2.2.2 Kvävedioxid N 02

Kritisk effekt: Påverkan på lungfunktion. Ökad risk

för luftvägsinfektioner hos barn

Känsliga Astmatiker, bam

grupper:

Gränsvärde tirnmedelvärde: 110 ug/m3 98 percentil Rekommendation IMM tirnmedelvärde: 100 ug/m3 99 percentil

Högsta tirnmedelvärden

tak: 60-220 ug/m3 ovan Högsta tirnmedelvärden i gatururn: 70-450 ug/m3

Högexponerade Boende vid starkt trafikerade gator, grupper: främst i Stockholm och Göteborg

Antal exponerade över 300 000 pers. Idag sannolikt betydligt

gränsvärdet 1990: färre

Vid all förbränning bildas kväveoxider, dels i reaktion med luftens kväve och dels från kväveinnehållet i bränslet. Mer kväveoxider bildas högre förbränningstemperaturen Detta är ett problem vad gäller möjligheterna att åtgärda utsläppen av kväveoxider. Katalytiska reduktionsprocesser tillämpas bilavgaser, och börjar i viss mån nu användas även rökgasema från kraftvärmeverk och från fartyg.

Kvävemonoxid

Primärt bildas kvävernonoxid, som i uteluften oxideras till kvävedioxid främst genom reaktion med ozon. Kvävedioxid har störst betydelse ur

56 Utomhusluft SOU 1996: 124

hälsosynpunkt. Under senare har dock ett stort forskningsintresse

ägnats kvävemonoxid. Detta beror att har visat att man kvävemonoxid bildas naturligt i kroppen och har stor betydelse som kroppsegen signalsubstans, framför allt vid reglering blodtryck och av aktivitet i centrala och perifera nervsystemet. lnandning höga halter av kvävernonoxid förorsakar en kärlvidgning i lungans blodkärl. Det finns få rapporter effekter kvävemonoxid, och det har om ogynnsamma av inte ansetts meningsfullt att rekommendera något gränsvärde för

omgivningsluft.

Hälsoeffekter av kvävedioxid. Rekommendationer och gränsvärden

Kvävedioxid är betydligt mindre vattenlöslig än svaveldioxid, och förs därför längre ned i lungorna vid inandning. l djurförsök har visats att kvävedioxid kan ge upphov till vävnadsskador i lungan. Den påverkar också lungans försvarsmekanismer att skada flimmerhåren i genom luftvägama, genom att försämra funktionen hos alveolära makrofager ett slags renhållningsceller i lungan och att öka mottagligheten genom för infektioner. Effekten människor har främst studerats i kontrollerade försök med fivilliga försökspersoner får inandas kvävedioxid under som ca l tim, varefter påverkan lungfunktionen registreras. Det är stor en skillnad i känslighet mellan olika individer, och astmatiker är speciellt känsliga. Den effekt som uppträder vid lägst halt har visat sig vara en

akut ökad ospecifik lultvägsreaktivitet, leder till sammandragning

som av luñrören. En övergripande analys alla studier indikerar lägstaav en effektnivå på ca 200 uym3 för med astma och 2000 Mg/m3 för personer friska Även effekten är liten och övergående, så kan personer. om upprepad exponering ha klinisk betydelse för astmatiker, som har en ständigt förhöjd ökad reaktivitet i sina luftvägar. En ytterligare ökad känslighet kan ge förstärkta symtom t.ex. vid inandning kall luft, av eller vid ansträngning. Exponeringen för kvävedioxid har nyligen visats öka den astmareaktion som orsakas inandat allergen. Försökspersoner med astma av exponerades under 30 minuter för halt N02 morgonen en av som kan uppstå t.ex. i kraftigt förorenad storstadsluft eller i vägturmlar, och inhalerade sedan mitt dagen en symtomgivande dos pollenallergen. Försökspersonema fick då förstärkt allergisk reaktion under efteren middagen och kvällen. Strand et al. 1994. I försök ett senare exponerades försökspersoner med astma dagligen för dos N02, samma men för en betydligt lägre, symtomgivande dos allergen. Försöket av upprepades i fyra dagar. Även i detta fall förstärkte kvävedioxiden den

allergiska reaktionen Strand et al. 1996. Dessa resultat talar för att

SOU 1996: 124 Utomhusluft 57

med allergisk astma löper ökad risk att mer uttalade besvär personer i tätort och i trafikmiljö jämfört med vid vistelse i luft. renare Med tanke att astmatiker utgör stor känslig grupp i samhället en 5-8 % har Institutet för Miljömedicin IMM 1993 rekommenderat

ca

ett timmedelvärde 100 ag/m3 99-percentil Berglund mfl., som 1993. 100 ug/m3 uttryckt 99-percentil f°ar överskridas mer än som

l % tiden motsvarar ungefär 90 tig/m som 98-percentil. Det

av nuvarande svenska gränsvärdet år något högre, 110 ug/m3 som 98percentil. WHO rekommenderar 200 ug/m3 som max-värde. Flera epidemiologiska studier har registrerat lungfunktion, besvär och symtom från luftvägama eller intag på sjukhus för luftvägssjukdomar över tid och relaterat dessa effekter till dagliga variationer i kvävedioxidhalten. De flesta stöd för ett samband mellan akuta ger hälsoeffekter och luftföroreningar i utomhusluften där kvävedioxidhalten varierat mellan 10 och 50 ag/m3 medelvärde under som observationsperioden. I svensk studie farms det ett samband mellan en rapporterade symtom från luftvägarna hos känsliga personer och dagliga variationer i kvävedioxidhalten bland boende i 43 olika tätorter Forsberg m.fl. 1992. Kvävedioxidens specifika roll är dock svår att renodla. Beträffande hälsoeffekter långtidsexponering så har en rad av studier inriktats på inomhusmiljön, där gaseldade spisar och Varmvattenberedare kan ge höga halter av kväveoxider. En övergripande analys av studierna visar en statistiskt signifikant riskökning på 20 % för nedre luftvägsinfektioner hos barn i sådana bostäder. ca Medelkoncentrationen kvävedioxid i dessa studier varierade mellan av

40-80 og/m3 med genomsnittligt bidrag hån gaseldningen 30 ag/m3

plus kortvariga höga topphalter. Det föreligger också några studier symtom och sjukdomar i om andningsorganen relaterade till långtidsexponering utomhus. Bland dessa finns undersökning från Stockholm på barn som lagts på en sjukhus for nedre luftvägssjukdomar. Undersökningen visade en ökad risk för bronkit eller astma hos flickor pojkar i åldern 4

men

månader till 4 år, beräknades mer exponerade för kvävedioxid som vara än andra Pershagen m.fl. 1995. I en annan svensk studie Forsberg m.fl. 1996, under tryckning jämfördes boende i områden med långtidsvärden 9-32 kvävedioxid/m Frekventa besvär med rethosta, ,ag irritation vanligare i de högst exponerade områdena, i halsen etc. var särskilt för kvinnor. Studierna ger ett visst stöd för ökad förekomst av luftvägssjukdohos bam och icke-rökande i områden med medelkoncentramar vuxna tioner på 30-100 ;ag/må Den specifika betydelsen av kvävedioxid är dock oklar, och IMM har inte ansett att det epidemiologiska underlaget

tillräckligt stöd för att rekommendera ett långtidsmedelvärde för

ger

58 SOU 1996: 124

Utomhusluft

kvävedioxid i utomhusluft. Man konstaterade dock att 100 ug/m3 som tirnmedelvärde 99-percentil motsvarar 40 ug/m3 halvårsca som medelvärdc, och att ett sådant värde endast innebär liten eller ingen en säkerhetsmarginal till de halter där effekter påvisats i vissa epidemiologiska studier. I tabellen nedan redovisas rikt- och gränsvärden för kvävedioxid tillsammans med uppmätta halter i svenska tätorter. EU-gränsvärdet är högre än det svenska, 200 ug/m3 som timmedelvärde, 98-percentil. Halterna av kvävedioxid har inte minskat lika kraftigt i våra tätorter som halterna av svaveldioxid, eftersom bidraget kväveoxider i av tätorter till 70-80 % härrör från vägtrafiken. Under 90-talet har dock den ökade användningen av katalysatorer bensinbilar gett en märkbar effekt. Kvävedioxidhaltema beräknas ha minskat med 20-30 % mellan åren 1986/87 och 1994/95.

Tabell 2.10. Gränsvärde och rekommenderade värden för kvävedioxid, jämfört med uppmätta halter i svenska tätorter 1993-1995 Grym: Avser halter ovan tak, såvida inte annat anges.

Tid Halter i olika tätorter Sverige WHO

medel- högsta värden gräns- rek. rek. värde värde IMM värde

ovan i gaturum tak

År 40-50

Vinter- 8-36 14-65 50 403 halvår

Dygn 27-216 42-165 75

Timme 57-216 73-451 110 1002 2004

98-percentil fär inte överstigas än 2 % tiden mer av 299-percenti1 får inte överstigas mer än 1 % av tiden 3Det värde som ungefär motsvarar 100 ;rg/ml som högsta tirnmedelvärde 99percentil "Max.värde

Naturvårdsverket beräknade 1990 300 000 människor i att ca Sverige som bor vid starkt trafikerade gator för halter exponeras av kvävedioxid som överstiger det nuvarande gränsvärdet l 10 ;tg/m3 som timmedelvärde, 98-percentil. De flesta högexponerade bor i Stockholm och Göteborg. Om gränsvärdet skulle sänkas till 100 ug/m3 99som percentil skulle detta innebära att uppemot 1 miljon människor skulle vara "överexponerade" Denna beräkning görs för 1995 års nu om . exponering, och kommer sannolikt att leda till att betydligt färre

SOU 1996: 124 Utomhusluft 59

"överexponeras" i dag. I rapport över miljö och hälsa i personer en Skåne Lithman mil, 1995 beräknades att 1,6 % av befolkningen bor i områden där 98-percentilen för timmedelvärde överskrider 90 ;rg/mi

och inga för halter högre än gränsvärdet 110 ug/m En

exponeras speciell miljö där halterna kan vara mycket höga är ishallar, där de gasoldrivna ismaskinema i kombination med dålig ventilation kan ge timmedelvärden flera tusen ;rg/ml

Litteratur

Berglund M, Boström C-E, Bylin G, Ewetz Gustavsson Moldéus

Norberg Pershagen G, Victorin K. Health risk evaluation of nitrogen oxides. Scand J Work Environ Health 19, suppl 1993.

Forsberg Kjellman Stjemberg N, Svanberg P-A. Luñföroreningar i svensk urban miljö Känsliga personers luftvägssymtom i relation till dygnsmedelvärden för kvävedioxid, svaveldioxid, sot, temperatur och luftfuktighet. Institutionen för Miljö- och hälsoskydd, Umeå universitet 1992.

Forsberg Stjemberg N, Wall Prevalence of respiratory and sensitization symptoms in relation to levels of criteria air pollutants in Sweden. Eur J Public Health, under tryckning.

Lithman T mil. Miljö och hälsa i Skåne. Malmöhus läns landsting 1995.

Pershagen G, Rylander Norberg Eriksson M, Nordvall L. Air pollution involving N02 exposure and wheezing bronchitis children. Int J Epidemiol 24, 1147-1153, 1995.

Steen B. Sveriges befolknings exponering för kväveoxider och mutagena ätrmen i luft. IVL rapport L9 1/3 03, Institutet för Vatten- och Luñvårdsforskning 1991.

Strand V, Svartengren M, Rak Bylin G. Effects of N02 exposure on immediate and late to inhaled allergen subjects with

response asthma. Am J Respir Crit Care Med 1994;149:A 154.

Strand Svartengren M, Rak Barck Bylin G. Repeated exposure to N02 and low dose of allergen enhances the late asthmatic reaction.

a Eur Respir Soc, annual meeting 8-11 sept 1996.

WHO. Air Quality Guidelines for Europe, 1996, under tryckning.

60 Utomhusluft SOU 1996: 124

2.2.3 Partiklar

Inandningsbara partiklar PM10

Kritisk effekt: Påverkan lungfunktionen, ökade

symtom hos personer med lungsjuk

domar, ökad dödlighet

Känsliga grupper: Astmatiker och med andra

personer

luftvägssjukdomar, barn

Rekommenderat gräns-

värde dygnsmedelvärde

i gatunivå: 100 ug/m3

Högsta dygnsmedelvärde

ovan tak 20-78 ;tg/mi

Högsta värde i gatunivå

Stockholm 127 Mg/m3

Antal fall av intag

på sjukhus: Osäkert. Ungefär

150 per

Som framgick ovan under avsnittet svaveldioxid och partiklar, så

om användes tidigare sothalten tillsammans med svaveldioxidhalten

som mått föroreningsgraden. l några kommuner också

mäter man numera halten inandningsbara partiklar, PMIO. Detta relevant mått

är ett mer ur hälsosynpunkt än t.ex TSP totalmängden svävande partiklar. Man brukar grovt räkna med att partiklar som är mindre än 10 den s.k.

um PM l O-fraktionen förs ned i lungan, medan de större partiklarna huvudsakligen fastnar i de övre luftvägama. De minsta partiklarna innehåller störst koncentration av potentiellt hälsoskadliga ämnen

som metaller och tyngre organiska ämnen. En del av PMlO-haltema beror på långdistanstransport partiklar bildats atmosfars-

av som genom kemiska reaktioner. Lokala källor är bilavgaser, speciellt från dieselfordon, och förbränning. Viss del består också uppvirvlat stoft.

av

Hälsoeffekter

Under senare har flera epidemiologiska studier utförts där funnit

man ett samband mellan olika hälsoeffekter och luftföroreningar indikerade av halten partiklar, framför allt PMIO. Sambandet med PMlO-partiklar har i dessa studier varit starkare än med andra luftföroreningar, och

SOU 1996: 124 Utomhusluft 61

effekter har kunnat påvisas även vid låga koncentrationer. Ett betydande intresse ägnas därför för närvarande partiklar i luft, och har

man även försökt att kvantifiera effekterna.

I några amerikanska studier har man funnit att dagliga variationer i PMIO-koncentrationen är relaterad till ökad dödlighet under

en

eller efterföljande dagar. Effekten var generellt störst samma beträffande dödsfall till följd hjärt- och lungsjukdomar och drabbade

av främst äldre personer. De funna sambanden innebär att om dygnsmedelvärdet PMIO-koncentrationen tillfälligt ökar med 100 ag/m3

av så ökar den dagliga totala mortaliteten med 10-15 % under samma tid. Under förutsättning att sambandet är linjärt så skulle alltså en ökning med 10 ag/m3 medföra ökad mortalitet på l-l,5 %.

en

Flera epidemiologiska undersökningar har relaterat sjukhusbesök för astrnatiska besvär eller andra lungsjukdomar med variationen i PMIO eller TSP från dag till dag. En amerikansk studie visade en ökning för astmatiker redan vid PMIO-halter från 24 lig/m Studier har också utförts med känsliga barn och astmatiker, där

grupper som daglig registrering lungfunktion, luftvägssymtom och användning av

av astmamedicin har associerats med tluktuationen i PM l O-koncentration. Effekter kunde från 40 ag/m3 PM 10 i holländsk undersök-

ses ca av en ning. Sambanden med lungfunktion i de olika studierna barn visar att lungfunktionen försämras med i storleksordningen 2-4 % om partikelhalten ökar med 100 ,ag/m3 PMIO.

Det ska påpekas att samband med akuta luftvägseffekter har erhållits även med andra partikelmått än PMIO. I Sverige visade en undersökning astmatiker boende i Piteå ett samband mellan besvär med andnöd och den dagliga variationen i sothalt svarta partiklar Forsberg mil., 1993.

I den utvärdering de epidemiologiska studierna som WHO

av gjorde inför uppdateringen Air Quality Guidelines for Europe

av 1996, så drog slutsatsen att det finns ett samband mellan akuta

man

luftvägseffekter och dygnsmedelvärden av partiklar även vid låga

halter, och att ingen "säker" nivå kan pekas ut. I stället har man angivit kvantitativa samband mellan halten fina partiklar och olika

av hälsoeffektsmått. Vissa studier antyder att fina partiklar PM2,5 kan ha större betydelse för hälsan än PMIO. Sambanden antas vara linjära, och för PMIO har beräknat den haltökning teoretiskt skulle

man som

upphov till t.ex. 10 procents försämring i sjuklighet eller

ge en dödlighet. För de olika indikatorema hälsoeffekter erhölls följ ande samband:

62 Utomhusluft SOU 1996: 124

Tabell 2.11. Samband mellan akuta luftvägseffekter och partikelkoncentration, mätt somPM10 WHO, 1996.

Hälsoeffektsindikator Den ökning av dygnsmedelvärdet

som beräknas ge 10 % effekt

us/KIF

Daglig mortalitet 100 Intag på sjukhus för 50 luñvägsåkommor

Beträffande kroniska effekter till följd av längre tids exponering så finns det data som indikerar en högre förekomst kronisk bronkit hos

av vuxna samt luftvägssjukdomar hos barn i områden med högre partikelhalter jämfört med områden. Nedsatt lungfunktion hos både barn

renare och vuxna har också relaterats till partikelhalten. I stor undersökning

en

bam boende i sex olika amerikanska städer farms, framför allt hos bam med astmatiska symptom, ett samband mellan årsmedelvärdet

av inandningsbara partiklar och förekomsten av bronkit och kronisk hosta. Denna studie låg till grund för IMM:s förslag 1992 till svenskt gränsvärde för PM10 Camner mfl., 1992. Ett halvårsmedelvärde 20 ,ug/m3föreslogs, vilket var genomsnittshalten i den renaste de

av sex städerna Eftersomflera viktiga epidemiologiska studier har publicerats sedan dess, är dock denna riskbedömning i behov revidering.

av

Två stora amerikanska studier har undersökt sambandet mellan

livslängd och långtidsexponering för luftföroreningar i olika områden

i USA. Flera tusen personer har följts under flera år. I båda studierna påvisades ett samband mellan halten fina partiklar PM 2,5 och förkortad livslängd relativ risk ca 1,10 10 ug/m3 skillnad i PM

per 2,5.

Gränsvärden och rekommendationer

Svenska gräns- och riktvärden för sot och partiklar i tabellen

anges nedan WHO har i sina uppdaterade Air Quality Guidelines inte angivit något riktvärde, utan hänvisar i stället till det samband mellan dos och effekt som angavs i tabell l Eftersom sambandet tycks linjärt,

vara och ingen tröskelnivå säkert kan utpekas, så har överlåtit till varje

man

SOU 1996: 124 Utomhusluft 63

land att avgöra hur stor hälsorisk man är villig att acceptera. EU har gränsvärden för sot och TSP, som ligger högre än de svenska.

Tabell 2.12. Gränsvärden och rekommenderade värden för partiklar, jämfört med uppmätta halter i svenska tätorter 1993-1995 gg/mä. Avser halter ovan tak om inte annat anges.

Partikel- Medel- Halter i olika tätorter Gräns- Rek.

sort värdes- värde. värde

tid Medel- Högsta värden

värde

ovan i gatu-

98-percentil Vid gata i Stockholm

en 3Maxvärde, i gatunivá

Beräkning av ökningen av antalet inagda på sjukhus till följd av

förhöjda halter av partiklar

PM10 mäts i relativt ringa utsträckning och en kvantitativ uppskattning

av betydelsen av partiklar i utomhusluft för luftvägseffekter i den

svenska befolkningen är svår att göra. En grov uppskattning skulle dock kunna göras enligt följ ande:

Förhöjda dygnsmedelvärden av partiklar beror till största delen på meteorologiska omständigheter som t.ex. intransport förorenad luft

av från Europa samt vid tillfällen då det råder så kallad inversion under vinterhalvåret. Endast i ett fåtal städer mäts PM10 regelbundet vilket leder till svårigheter vid generalisering för hela landet. Högsta dygnsmedelvärdet i södra och mellersta Sverige varierar mellan 20-60 ,ug/m3 medan halvårsmedelvärdena normalt är mellan 12-15 ug/m3 i samma område Främst mätningar från Stockholm, Göteborg och Malmö. Partikelhalten ökar alltså med ungefär 8-45 pcg/m3 som dygnsmedelvärde vid ett tillfälle med förhöjda

64 Utomhusluft SOU 1996: 124

partikelhalter medeltal 27 ug/m3 för alla ingående mätpunkter under vinterhalvåren 93/94 och 94/95. I genomsnitt skulle kunna räkna

man med höjning med 25 pcg/m3under en föroreningsepisod.

I allmänhet kan man säga att inslaget av intransport från omgivande länder minskar medan inversionstillfällena ökar längre norrut i landet kommer. Detta verkar i viss mån utjämnande varför

man man grovt kan generalisera att de värden som uppmätts för mellersta delen av landet också gäller Norrland.

Antalet inlagda sjukhus för alla typer av lungsjukdomar är årligen ca 125 000 personer eller drygt 300 per dag. Enligt WHO:s Air Quality Guidelines for Europe se tabell 2.11 ökar antalet inlagda sjukhus för sjukdomar i luftvägama med 5 % för varje ökning av dygnsmedelvärdet av partiklar med 25 lag/m En sådan ökning i partikelhalten skulle medföra en ökning av antalet intagna i lufvägssjukdomar med 15 personer per dag eller 30 personer vid en 2-dagars episod med inversion eller intransport av förorenad luft. Eftersom olika orter i landet drabbas av ca 5 episoder med intransport av förorenad luft och/eller inversion skulle detta betyda att tillfällen med ökad partikelhalt kan medföra en ökning med 150 personer årligen av antalet intagna för luftvägssjukdomar. Härtill kommer betydligt fler fall av lindrigare effekter.

Cancerrisker m.m.

Partiklar är också viktiga som bärare av organiska ämnen och metaller som kan vara cancerframkallande eller ge upphov till effekter som drabbar andra organ än lungan. Vad beträffar metaller så är inandning i allmänhet av liten betydelse för den allmäna befolkningen jämfört med intaget via vatten eller föda. Ett undantag tidigare var bly, som har släppts ut till luft i stora mängder, eftersom det har använts som tillsats i bensin. Hälsoriskerna med bly beskrivs i födoänmeskapitlet, 5.16. Även problemet med bly luftförorening har minskat, så har det

om som spritts ut under lång tid och förorenat marken i tätortsområden. Bly binds i markens ytskikt, och stannar därför kvar under mycket lång tid. Hälsoriskerna med bly i förorenad mark tas upp i kapitel

Cancerriskema med partiklar har främst diskuterats med hänsyn till deras innehåll av organiska ämnen som polyaromatiska kolväten PAH och liknande föreningar, se vidare i avsnitt 2.2.7. Experimentella studier har dock visat att inandning av höga partikelhalter kan ge upphov till tumörer i lungan hos råttor utan att de innehåller kända cancerframkallande substanser. Sannolikt beror detta på att den inandade mängden partiklar överstiger lungans normala reningskapacitet och ger upphov till inflammatoriska effekter som sekundärt kan leda

SOU 1996: 124 Utomhusluft 65

till tumöruppkomst. Det är därför sannolikt att det finns en tröskeldos för denna typ av inflammatoriskt betingad cancer.

Litteratur Canmer Johansson A, Boström C-E, Nyquist G. Partiklar omgivningsluñen Hälsoeffekter. Naturvårdsverket Rapport 4016,

- 1992. Forsberg Stjemberg N et al. Air pollution levels, meteorological conditions and asthma symptoms. Eur Respir J l 109-1115, 1993. Statistiska Centralbyrån. Statistiska meddelanden. Luftkvalitet i tätorter 1986-1995. Na 24 SM 3501, 1995. WHO. Air Quality Guidelines for Europe. 1996, under tryckning.

Utomhusluft SOU 1996: 124

2.2.4 Ozon

Kritisk effekt: Nedsatt lungfunktion, retnings-

symtom, inflammation, ökning av

luftvägssjukdomar

Känsliga gruppper: Bam, aktiva utomhus

Riktvärde, Naturvårdsverket

tirnmedelvärde, 99-percentil: 120 ;zg/m3

Förslag, Institutet för Miljö-

medicin: 80 ,ug/m3

Sommarmedelvärden: 60-90 ttg/m3

Max 1 tim. värden: 160-200 ,ug/m3

Antal personer som exponeras

för 2 80 ,ug/m3: Hela Sveriges befolkning

Antal fall av intag på sjukhus: Osäkert, ungefär 90-360/år

Marknära ozon bildas i komplicerade atmosfarskemiska reaktioner mellan kolväten och kväveoxider. Till skillnad mot de flesta andra luftföroreningar så är därför ozon inte ett utpräglat tätortsproblem. De högsta halterna återfinns generellt i samband med att förorenad luft kommer från kontinenten, eller i av storstäder och större utsläppskällor. Förutsättningarna för ozonbildning är mycket större sommarhalvåret än vinterhalvåret grund av högre solinstrålning.

Hälsoeffekter

Det finns ett stort antal vetenskapliga arbeten som beskriver toxiska effekter av inandning av ozon. Förutom djurförsök så har kontrollerade försök människor utförts, liksom epidemiologiska studier. Vid inandning kommer en stor del av ozonet att föras ner till lungblåsoma alveolerna. Ozon är ett kraftigt oxidationsmedel och reagerar därför snabbt med olika biomolekyler, vilket kan leda till toxiska effekter. I djurförsök har man sett att ozon ger upphov till vävnadsförändringar i lungan som efter lång tids exponering kan leda till ñbros bindvävsomvandling. De alveolära makrofagema och de flimmerhårsförsedda cellerna i luñrören skadas, vilket leder till minskad motståndskraft mot infektioner. Övergående inflammatoriska effekter är typiska för

ozon

SOU 1996: 124 Utomhusluft 67

och uppkommer efter kort tids exponering för relativt låga halter. Ozon ger också övergående effekter lungfunktionen vid akut exponering.

Effekten på människor har framför allt studerats i kontrollerade försök där försökspersonerna exponerats under ca 1-6 timmar. Inandning ger nedsatt lungfunktion, och i några studier har

av ozon en effekter påvisats även vid den lägsta dos som undersökts 160 ;tg/mi 6 tim under kroppsansträngning. Dessa effekter lungfunktionen åtföljs ofta hosta, bröstsmärtor och andnöd. Till skillnad mot

av effekterna kvävedioxid så tycks det inte vara någon skillnad i

av känslighet mellan friska och astmatiker. En påverkan

personer lungfunktionen till följd av inandning av ozon är dock allvarligare hos personer med astma eller andra kroniska lungsjukdomar eftersom dessa ofta har nedsatt lungfunktion från början. En ökad luftvägsreaktivitet har registrerats vid liknande koncentrationsnivåer, både ospecifikt och mot inandat allergen. Liksom i djurforsöken har man påvisat inflammatoriska effekter i lungan att undersöka lungsköljvätskan hos

genom försökspersonerna. Även sådana effekter har påvisats vid den lägsta koncentrationen som testats, 160 ;rg/må Vid upprepade exponeringar dag efter dag blir de uppmätta akuta luftvägseffektema mindre efter den andra dagen. Denna "tillvänjning" har ännu inte kunnat förklaras, och den gör det svårt att utifrån korttidsexperiment uttala sig om risken för kroniska luftvägseffekter.

I WHO:s uppdaterade Air Quality Guidelines for Europe 1996 har utifrån dessa kontrollerade försök beräknat att en 5-procentig

man sänkning lungfunktionen mätt FEV kan uppkomma hos

av som känsliga personer av 250 ;zg/m3 l-tim medelvärde och en 10procentig sänkning vid 350 ;rg/må

Många epidemiologiska studier har utförts där man har relaterat olika luftvägseffekter till förekomsten av fotokemisk smog och/eller ozon. Den mesta informationen kommer från undersökningar där man jämfört luftvägspåverkan med dagliga variationer i ozonhalten där måttet varit det högsta timmedelvärdet som uppmätts under dygnet. En ökad förekomst av astmasymtom och andra symtom såsom hosta, andnöd, ögonirritation etc har korrelerats med l-tim maxvärden 300 ug/m3 och högre. 1 samband med fysisk aktivitet har sådana symtom registrerats vid lägre halter, ner till 160 ;rg/må WHO 1996 har beräknat att en 25-procentig respektive 50-procentig ökning av besvären kan förväntas om ozonhalten ökar med 200 ug/m3 respektive 400 ug/m3 timmedelvärde.

Flera studier visar ett samband mellan lungfunktion och ozonhalt dag för dag, även vid l-tim max värden under 160 ;rg/må I en studie

Forced expiratory volume in l second ett lungfunktionsmått

68 Utomhusluft SOU 1996: 124

på cyklister i Holland kunde man påvisa ett samband ända till ner 100 ;rg/må Ingen lägsta-effektnivå har kunnat fastställas. Under förutsättning att sambanden är linjära så innebär det att en vuxen man eller kvinna eller ett l0-års barn skulle sin lungfunktion FEVI sänkt med 3,0, 3,5 respektive 6,4 % vid ökning ozonhalten med en av 100 ;Ag/m3 Bylin mil. 1996. WHO:s publikation Concem for Europes Tomorrow 1995 anger l-4 procents minskning i lungfunktion per 100 ;tg/ma hos bam. Dagliga ozonkoncentrationer med högsta l-tim medelvärde som mått har associerats med ökat intag sjukhus och besök akutmottagningar for astma och andra luftvägssjukdomar. Endast intag på sjukhus har visat klart positiva samband med ozonhalten, även i studier där tirnmedelvärdena legat under 240 ;tg/må Utifrån dessa epidemiologiska studier har WHO 1996 beräknat ökning att en av intaget på sjukhus med 5 %, 10 % och 20 % kan associeras med en ökning av ozonhalten l-tim medelvärde med 30, 60 respektive

120 ;rg/må

Beträffande långtidsefezkter av ozon, så finns det tvärsnittsstudier som har visat på en högre förekomst av t ex astma och nedsatt lungftmktion bland barn och ungdomar boende i områden med högre ozonhalter än i kontrollornrådet årsmedelvärde ca 60-80 ug/m3. I de flesta fall var dock även halterna av andra luftföroreningar förhöjda, och effekten av enbart ozon svår att bedöma. Dessa epidemiologiska studier kan därför inte tjäna som underlag för eventuellt långtidsmedelvärde som gränsvärde för ozon.

Riktvärden och rekommendationer

Det finns inget gränsvärde för i Sverige eller EU. Naturvårdsozon verkets miljömål är 120 ug/m3 som 99-percentil för timmedelvärde. Utifrån de ovan refererade studierna har IMM Bylin mfl., 1996 rekommenderat en lågrisknivå 80 ug/m3 timmedelvärde. som WHO:s rekommenderade värde 1996 är 120 ug/m3 som 8-tim medelvärde. Det är alltså betydligt högre än det svenska rekommenderade värdet, och WHO anger också att det inte innehåller någon säkerhetsmarginal för alla akuta effekter hos känsliga delar av befolkningen. Förekommande halter och rekommenderade värden framgår av tabellen nedan.

SOU 1996: 124 Utomhusluft 69

Tabell 2.13. Rekommenderade värden för ozon med avseende på hälsoeffekter, jämfört med uppmätta halter 1993-1994 på bakgrundsstatloner och i städer pg/EJ. Medel- Halter Rekommenderade WHO, värdes- halter rek. tid

Medelv. Maxv. Natur- IMM

vårdsv.

Sommar- 50-80

halvår

8 tim 120-160 120

1 tim 130-200 120 80 99-percentil

Halterna i södra och mellersta Sverige överskrider ofta

av ozon sommartid 170-530 timmar 1994 Naturvårdsverkets riktvärde 120 ug/m3. 80 ;ag/ni som timmedelvärde överskrids en stor del av tiden 1 000-2 000 timmar år, dvs. 25-50 % av tiden under

per sommarhalvåret. Sommarhalvårsmedelvärdet ligger 50-80 ;rg/må Detta innebär att hela Sveriges befolkning någon gång under året utsätts för halter som överstiger 80 ug/m3.

Beräkning ökningen antalet inagda på sjukhus till följd av

av av förhöjda halter av ozon "

Förhöjda halter ozon beror i hög grad på tillfälliga meteorologiska

av förhållanden. Perioder med soligt väder under kan medföra

sommaren flera episoder med förhöjda halter medan molnigt väder

av ozon minskar bildningen. Varje år inträffar episoder vanligen l-4 st per år med förhöjda ozonhalter. I städerna är i allmänhet maxhaltema under

episod något lägre 10-30 % än i den närmaste omgivningen. De en högsta uppmätta timmedelvärdena ligger i allmänhet mellan 100-200 ugm3 och bakgrundshaltema 40-80 ug/m3 de lägre värdena i städer. Vid episod ökar ozonhalten således med ca 60-120 lig/m

en

Antalet inlagda på sjukhus för alla typer av lungsjukdomar är

årligen 125 000 eller drygt 300 dag. Enligt WHO:s Air

ca personer per Quality Guidelines for Europe se tabell 2.13, så ökar antalet inlagda

på sjukhus för sjukdomar i luftvägarna med 5 % för varje ökning av

med 30 ug/m3 högsta timmedelvärde under dygnet. Om man ozon antar att ozonhalten ökar med i medeltal 90 ug/m för alla exponerade i landet vid episod, och episoden i två dygn, så skulle detta

en varar

70 Utomhusluft SOU 1996: 124

alltså medföra att 90 personer blir intagna som en följd av ozonepisoden. Eftersom landet drabbas 1-4 ozonepisoder årligen skulle

av det årliga antalet inlagda med lungsjukdom till följd av ozon bli mellan 90-3 60 personer beroende väderleken. Härtill kommer betydligt fler fall med lindrigare effekter.

Cancer

Ozon är också intressant cancersynpunkt. Möss, råttor,

ur men som exponerades för 2 000 ;zg/m3ozon under hela sin livstid fick förhöjd

en frekvens lungtumörer. Lungadenom godartade tumörer har tidigare visats uppkomma hos en känslig stam av möss. Ozon år vidare

genotoxiskt DNA-skadande i vissa testsystem i höga koncentrationer. Inga genotoxiska effekter har påvisats i vita blodkroppar hos exponerade människor eller försöksdjur, i studie påvisades kromosom-

men en skador i lungceller hos råtta. Cancerriskema med ozon har ännu inte utvärderats internationellt. Tills vidare bedöms cancerstudien inte kunna ligga till grund för rekommendation om ev. långtids gränsvärde.

Litteratur

Bylin Cotgreave Gustavsson Nyberg Pershagen G, Victorin K, Zuber A. Health risk evaluation of Scand J Work Environ

ozone. Health 1996, under tryckning.

Naturvårdsverket. Marknära ozon och andra oxidanter i miljön. Naturvårdsverket Rapport 4133, 1993.

Statistiska Centralbyrån. Luftkvalitet i tätorter 1986-1995. Statistiska Meddelanden Na 24 SM 9501, 1995.

WHO. Air Quality Guidelines for Europe, 1996. Under tryckning.

WHO. Concern for Europes Tomorrow. Health and the environment in the WHO European region. WHO European Centre for Environment and Health. Wiss. Verlagsgesell., Stuttgart 1995.

SOU 1996: 124 Utomhusluft 71

2.2.5 Kolmonoxid

Kritisk effekt: Kär1lrarnpssymtom, påverkan på centrala

nervsystemet Känsliga Personer med hjärt- kärlsjukdomar, foster

grupper: Gränsvärde, 8 tim. medelvärde: 6 mg/m3

Halter, genomsnitt: 1-3 mg/m3

I starkt trafikerade

gatunivåer: 4-10 mg/m3

Kolmonoxid bildas vid ofullständig förbränning, och så höga halter kan bildas vid t.ex. användning värmekällor i små, dåligt ventilerade

av utrymmen att många dödsolyckor har inträffat. Utomhus kan kolmonoxid ett problem vid vistelse i starkt trafikerade gaturum, tunnlar,

vara parkeringsgarage etc.

Hälsoriskema med kolmonoxid sarmnanhänger med att inandad kolmonoxid snabbt tas till blodet och där binds hårt till

upp hemoglobinet i i de röda blodkropparna i form av karboxyhemoglobin COHb. Blodet kan därför inte transportera i samma utsträckning

syre

normalt. De är känsligast för dålig syreförsörjning är som organ som

ärt-kärlsystemet och hjärnan. Personer som lider av kärlkramp kan få smärtsymtom vid 2-7 % COHb. Påverkan centrala nervsystemet försämrad koordination uppträder vid högre halter, 5-10 %. Det

mm

växande fostret är också känsligt för kolmonoxid, och halterna av COHb kan betydligt högre i fostrets blod än i moderns blod. Det

vara finns ett samband mellan låg födelsevikt och rökning hos modem, som delvis antas bero kolmonoxid.

Kolmonoxid bildas endogent i kroppen, och den naturliga halten av COHb i blod ligger på 0,4-0,7 %. I den allmäna befolkningen är COHb-halten vanligtvis högre till följd av påverkan från omgivningen,

0,5-1,5 %. Rökare kan ha 5-10 % COHb. Såväl det svenska ca riktvärdet, 6 mg/m3 som 8-timmars medelvärde, som WHOs rekommendationer 10 mg/m3 som 8-timmars medelväde och högre koncentrationer för kortare medelvärdestider är satta så att COHb- halten i blod inte ska överstiga 2,5 %. Riktvärdet ska skydda personer med hjärt-kärlsjukdomar och foster mot effekter av syrebrist i vävnaderna. Det svenska riktvärdet är satt med viss säkerhetsmarginal.

Även vid starkt trafikerade gator har kolmonoxidhalten sjunkit, och överskrider sällan gällande riktvärde. Till stor del kan detta tillskrivas att katalysatorer blivit vanligare bensinbilama. I dag har ca hälften av alla bensinbilar katalysator.

72 Utomhusluft SOU 1996: 124

2.2.6 aromatiska kolväten PAH

Polycykliska och

mutagena substanser

PAH

Kritisk effekt: Lungcancer

Gränsvärde: Saknas

Rekommenderad

lågrisknivå: 0,0001 ug/m3 bensapyren

Genomsnittlig exponering

för bensapyren: 0,0007 ;rg/ma

Beräknat antal

lungcancerfall: 10-1001

ca per

All cancer: 100-1 000

ca per

Till följd luftföroreningar totalt

av

Vid ofullständig förbräiming bildas stor mängd organiska ämnen

en som släpps ut med rökgaserna. Bland dessa finns många kända cancerframkallande änmen. Koltj ära och sot de första ämnen

var som man i början 1900-talet insåg kunde upphov till både hos

ge cancer människor och i försöksdjur. När koltjära penslades mushud uppkom hudtumörer, och att sotare var särskilt utsatta för risken att få tumörer på pungen fanns beskrivit redan i slutet l700-talet. Koltj ära och andra produkter av ofullständig förbränning består oerhört

av en komplex blandning av olika organiska ämnen, däribland polycykliska aromatiska kolväten PAH och derivat av sådana. Bensapyren är den som är bäst undersökt, och den har använts indikator

som cancerframkallande PAH-föreningar. PAH-föreningar är relativt stora molekyler, och vid avkylning av rökgaserna kondenserar de ytan

av partiklar, och förekommer därför i omgivningsluften till största delen partikelbundet.

SOU 1996: 124 Utomhusluft 73

Mutagenicitetstestning

Det mest använda mutagenicitetstestet är det så kallade Arnes test, i vilket använder speciella Salmonellabakterier som testman organism. Om kemikalie eller komplex blandning av en en kemikalier kan framkalla mutationer bestående förändringar i bakteriens DNA så kan den i princip framkalla mutationer även i andra levande organismer. Den s.k. mutationshypotesen för cancerinitiering innebär kritisk mutation är den initiala händelse att en under omständigheter kan leda till utveckling av som ogynnsamma tumör. Detta är grunden för användning av mutagenicitetsen testningar för att spåra potentiellt cancerfrarnkallande substanser. Många andra faktorer påverkar dock om en kemikalie verkligen ger upphov till tumörer i ett djur eller människa, varför ett positivt en utslag i Arnes test endast kan användas som indikation på möjlig cancerrisk. Vid undersökning ett ämnes genotoxiska DNA-skadande av egenskaper brukar ofta inkludera ett test som utvisar man kromosomskador i cellkulturer. Kromosomskador kan även studeras i celler från exponerade djur eller människor. Oftast används då lyrrrfocyter vita blodkroppareller benmärgsceller som

studieobjekt.

Källor

Svenska undersökningar från början 80-talet rökgaser från olika av förbrämringsanläggningar har visat att räknat per producerad mängd värme så är utsläppet mutagena substanser och PAH avsevärt högre av storleksordningar från Vedeldning i villapannor och braskarniner än från större olje-, kol- eller torveldade kraft- och tjärrvärmeanläggning- Det generella sambandet mellan anläggningsstorlek och låg ar. mutagenicitet avspeglar det faktum att det är lättare att hålla en hög förbrämringseffektivitet på större anläggningar än mindre. Det går att erhålla bättre förbränning på vedeldade villapannor en de isoleras och förses med accumulatortank för varmvattnet. Man om kan då elda intensivt under en begränsad tid, vilket minskar utsläppet oförbrända organiska ämnen. Utsläppet ära och PAH blir av av ändock högre än vänneproduktion skulle ske i en större om samma gruppcentral eller fjärrvärmeanläggning. gemensam Bilmotorer också utsläpp PAH och mutagena substanser. ger av Utsläppen såväl PAH mutagenicitet är högre från dieseldrivna av som fordon än från bensinbilar fordonskilometer. Skillnaden blir ännu per

74 Utomhusluft SOU 1996: 124

större för bensindrivna bilar försedda med katalysator, vilket minskar utsläppen kraftigt.

Dieseldrivna arbetsfordon har visat sig ge särskilt höga utsläpp

av partiklar, och därför sannolikt också PAH se tabell 2.4. Det saknas i stort sett mätningar utsläpp av PAH eller mutagena substanser från mindre förbrärmingskällor. Eftersom utsläppet dessa komponenter

av så klart hänger samman med förbränningseffektivitet så har man goda skäl att misstänka höga utsläpp från mopeder, snöskotrar och

t ex tvåtakts båtmotorer. Från de senare har utsläppet flyktiga kolväten

av visats vara högt. All "pyr"-eldning, somt ex eldning trädgårdsavfall,

av ger säkerligen också höga utsläpp av cancerframlcallande ärrmen.

Vad gäller det samlade utsläppet från trafik- och energisektorn så bedöms trafiken och vedeldning vara de dominerande källorna, medan större kraft- och värmeanläggningar står för mycket liten del. l ett

en nordiskt projekt gjordes 80-talet beräkningar att småskalig vedförbränning bidrar med mellan 44 och 68 % det totala utsläppet

av av PAH i de olika nordiska länderna, och mellan 43 och 58 % av mutagenutsläppet. Fordonsavgaser bedömdes bidra med 30-40 % PAH-

av utsläppet och 40-55 % av mutagenutsläppet. Dieselfordon totalt

gav ett större bidrag än bensinbilar vad gäller mutagenutsläpp, lägre

men än bensinbilar vad gäller PAH-utsläpp Nordiska Ministerrådet, 1986. Enligt en rapport från Naturvårdsverket 1996 så är det totala utsläppet av PAH i landet dubbelt så stort från småskalig vedeldning som från trafiken, medan övriga källor relativt små bidrag tabell

ger 2.3. Det framgår dock inte om arbetsmaskiner har inkluderats i bedömningen. Naturvårdsverkets fordonsenhet har bedömt att från fordonssektom så lastbilar och arbetsmaskiner de största utsläppen

ger totalt av partiklar, och sannolikt därför också PAH, i landet tabell

av 2.4

.

Det finns få svenska data som belyser hur stort inflytande vedeldning har lokalt. Relativt höga sothalter har uppmätts i små

norrländska inlandsorter, som troligen härrör från vedeldning Thaning m.fl, 1991. Mätningar från 80-talet i den norska staden Elverum visade halter PAH och mutagenicitet jämförbara med dem i Oslo.

av Vedeldning beräknades bidra med 65 % mängden fina partiklar i

av luften. I USA har man för de tre städerna Albuquerque, Raleigh and Boise beräknat att vägtrafiken bidrog med respektive 34, 22 och 55 % av den mutagena aktiviteten i luft och vedförbränning med 59, 67 och 36 %, respektive. För Boise i Idaho beräknades att vedförbränning bidrog med 20 % cancerrisken förknippad med luftföroreningar

av Cupitt mfl, 1994

Att partiklar i stadsluft innehåller mutagena ämnen har visats från många delar världen. l det svenska s.k. Tätortsprojektet gjordes

av mätningar i Stockholm och Göteborg bl.a. visade att det

som var relativt liten skillnad mellan olika gator, att den mutagena

men

SOU 1996: 124 Utomhusluft 75

aktiviteten är högst under vintennånadema. I Göteborg beräknades att huvuddelen bidraget till luftens mutageniciteten kom från trafiken, av dieseltrafiken bidrog med något än bensinbilar. Genom att varav mer kombinera mutagentestning och kemiska analyser har man visat att mutageniciteten i dieselavgaser och partiklar från tätortsluit till stor del beror omvandlingsprodukter PAH, nitrerade och hydroxyav som lerade PAH-föreningar Agurell mfl, 1991.

Riskbedömning

Epidemiologiska studier exponerade yrkesgrupper har visat att PAH-rika förbrännings- och pyrolysprodukter sot, koltjära och

som från koksverk är cancerframlcallande. Den förhöjda lungcancergaserna risken hos koksverksarbetare har använts för att kvantitativt beräkna cancerriskens storlek med PAH-föreningen bensapyren BaP som indikator. Genom att räkna risken till livstidsexponering har WHO om 1996 angivit att ständig exponering för l ug/m3 bensapyren medför livstids cartcerrisk på 9 % 9-104. Denna riskuppskattning är något en högre än den kan beräknas utifrån cancerstudie råttor som som en fick inandas förångad koltj ära 2 % risk per ,ug/m3BaP Heinrich et al, 1994. Enligt WHO:s riskuppskattning skulle livstidscancenisken l 100 000 l05uppkomma vid ständig exponering för 0,0001 ug/m3 BaP 0,1 ng/m3. Halterna i svenska tätorter ligger sannolikt i allmänhet högre än så, mätdata saknas i stor utsträckning. Vinterhalvårsmen medelvärdet BaP vid Hornsgatan i Stockholm har legat runt 2 ng/m3 av

de senaste åren. Den genomsnittliga exponeringen för PAH i Sverige

harberälcnats till 19 ng/m3, varav 0,7 ng/m3 BaP Steen, 1991. Enligt den kvantitativa riskuppskattningen skulle detta således medföra 8

lungcancerfall årligen.

Flera epidemiologiska studier, bl.a. svenska, har visat en överrisk för limgcancer bland personer som exponeras mycket för dieselavgaser i sitt arbete. Det internationella cancerforskningsinstitutet, IARC, har bedömt dieselavgaser sarmolikt, och bensinavgaser som möjligen, som cancerframkallande för människa Grupp 2A och 2B respektive. Cancerstatistik från flera länder visar att det är vanligare med lungcancer i städer än på landsbygden. Denna så kallade tätortsfaktor beror sannolikt till viss del luftföroreningar, även om man t.ex. röker yrkesmässigt exponerad i städer. Cancerkommittén mer och är mer

gjorde 1984 den uppskattningen att ca 100 av de ca 2 500 lungcancerinträffar årligen i Sverige skulle kunna bero luñiörorening-

fall som i tätorter. En genomgång av epidemiologiska studier Hernminki och ar Pershagen, 1994 antyder att risken kan ha varit ännu högre till följd av

76 Utomhusluft SOU 1996: 124

luftföroreningar i städer längre tillbaka i tiden lungcancer

kan ta upp till 40 att utvecklas. Underlaget för att uppskatta den totala cancerrisken även andra former än lungcancer är betydligt sämre. Cancerkommitten angav 100-1000 fall per år. Bidraget från några enskilda luftföroreningar har av Törnqvist och Ehrenberg 1994 beräknats 225 fall ge ca sammanlagt per varav 100 fall till följd PAH, plus ett antagande 300 av om fall till följd av indirekt PAH-upptag via grödor.

Litteratur

Agurell Alsberg Assefaz-Redda Brorström-Lundén Gustavsson J-Å, Löfroth Romert Steen Toftgård Zakrisson, Chemical and biological characterization of urban particulate matter. Naturvårdsverket Rapport 3841, 1991.

Cupitt Glen G, Lewtas Exposure and risk from ambient particlebound pollution an airshed dominated by residential wood combustion and mobile sources. Environ Health Perspect 102, 75-84, 1994.

Heinrich Roller M, Pott Estimation of unit lung risk for a cancer benzoapyrene based on tumour rates in rats exposed to coal tar/pitch condensation aerosol. Toxicol Lett 72, 155-161, 1994.

Hemminki Pershagen G. Cancer risk of air pollution: Epidemiological evidence. Environ Health Perspect 102, suppl 187-192, 1994.

IARC. Monographs the evaluation of carcinogenic risk of chemicals on to humans. Volym 32, 1983. Polynuclear aromatic hydrocarbons, Part Chemical, environmental and experimental data.

IARC. Monographs on the evaluation of carcinogenic risk of chemicals to humans. Volym 46, 1989: Diesel and gasoline engine exhausts and some nitro arenes.

IARC. Monographs on the evaluation of carcinogenic risk of chemicals to humans. Volym 35, 1985: Polynuclear aromatic hydrocarbons, Part Bitumens, coal tars and derived products.

Nordiska Nlinisterrådet. Mutagenic and carcinogenic compounds from energy generation. Miljörapport 1986:2.

Naturvårdsverket. POP. Stabila organiska miljögifter. Naturvårdsverket Rapport 4563, 1996.

Naturvårdsverket. Luftföroreningar i tätorter Problem och miljömål.

- Naturvårdsverket Rapport 3761, 1990.

Steen B. Sveriges befolknings exponering för kväveoxider och mutagena änmen i luft. IVL-rapport L91/303, Institutet för Vatten- och luftvårdsforskning 1991.

Thaning Johansson P-E, Karlsson Nilsson A-C, Forsberg B. Mätning luftkvalitet och meteorologiska förhållanden i sju norr-

av ländska inlandsorter. FOA-rapport C 40281-4.5, Försvarets

Forskningsanstalt 1991.

Törnqvist M, Ehrenberg On risk estimation of urban air

cancer pollution. Environ Health Perspect 102, suppl 173-182, 1994.

Victorin, K. Hälsorisker till följd av vedförbrärming. Rapport 4223, Naturvårdsverket 1993.

WHO. Air Quality Guidelines for Europe, 1996. Under tryckning.

2.2.7 Aldehyder

Formaldehyd Kritisk effekt: Irritation, cancer i övre luftvägar Rekommenderad lågrisknivå WHO, 30-min medelvärde: lO-l00 ug/m3

Högsta timmedelvärde Göteborg: 24-28 ug/m3

Aldehyder bildas i atmosfärskemiska reaktioner då olika kolväten bryts ner. De bildas också vid förbränning, och bilavgaser är den största källan. Motoralkoholer större utsläpp än bensin eller diesel, och

ger detta har tilldragit sig speciellt intresse i samband med att man börjat använda etanol som alternativ till framför allt diesel i bussar. Institutet for Miljömedicin, IMM, har i uppdrag att utvärdera häloriskema med motoralkoholer, och slutsatserna förväntas föreligga till hösten 1996.

Formaldehyd är den vanligaste aldehyden i omgivningen. Acrolein, acetaldehyd och crotonaldehyd är andra aldehyder med liknande

78 Utomhusluft SOU 1996: 124

egenskaper. Fonnaldehyd är bäst undersökt, och kommenteras därför här.

F ormaldehyd och de andra aldehydema är reaktiva ämnen, som är irriterade och vävnadsskadande. Vid inandning fonnaldehyd

av absorberas huvuddelen i de övre luftvägama. Den effekt uppträder

som vid lägst koncentration är ögonirritation, har noterats redan vid

som 10 ;tg/må Lukttröskeln är 30-60 ;tg/m Det är stora individuella

. skillnader i upplevd effekt, men irritation i näsa och hals har rapporterats vid halter från 100 ug/m3 och tydligare symtom på irritation från 300 lig/m Utifrån dessa effekter har WHO 1996 rekommenderat riktvärdet 100 ug/m3 30-minuters medelvärde för

som den allmänna befolkningen, men man säger samtidigt att halten bör vara så låg som möjligt och överskrida 10 ug/m3 för att skydda känsliga grupper.

Forrnaldehyd har också studerats med avseende Hos

cancer. råttor ger fomialdehyd upphov till i noshålan efter inandning

cancer av 17 000 ug/m3, men dos-responskurvan är brant och icke-linjär och det tycks som om de vävnadsskador som de höga koncentrationema

samtidigt förosakar är en förutsättning för att cancer ska uppkomma. Både IMM och WHO har därför dragit slutsatsen att 10-100 ug/m3

som korttidsmedelvärde innebär tillräckligt skydd mot eventuella

cancerrisker för människa. Det har också utförts många epidemiologiska studier människor som exponerats för fonnaldehyd i sitt arbete, t.ex. patologer, balsamerare och industriarbetare tillverkar form-

som aldehydprodukter, spånskivor m.m. Flera av dessa visar överisk för

en cancer i näsa och svalg. Resultaten är dock inte enhetliga. IARC 1995 har nyligen klassat fonnaldehyd i grupp 2A troligen

som cancerframkallande för människor.

Det finns mätdata fonnaldehydhalter i svenska tätorter,

men mätningar en trafikerad plats i Göteborg visade ett medelvärde på 6 ug/m3 och ett högsta timmedelvärde 28 ;tg/ih WHO

anger

. 1-20 ug/m3 som långtidsmedelvärde i tätorter, med topphalter på 100 ug/m3 vid starkt trafikerade platser. Steen 1991 har uppskattat att den genomsnittliga exponeringen i Sverige är 1,2 ug/m Törnqvist och Ehrenberg 1994 har utifrån en amerikansk epidemiologisk studie över yrkesexponerade beräknat att detta kan medföra 3 fall

av lungcancer och 25 cancerfall totalt i Sverige.

per

Halterna av fonnaldehyd är dock i allmänhet högre inomhus än utomhus till följd av avdunstning från byggmaterial. Detta problem diskuteras i nästa kapitel inomhusmiljö.

om

SOU 1996: 124 Utomhusluft 79

Litteratur IARC. Monographs on the evaluation of carcinogenic risk of chemicals to humans. Volume 62, 1995: Wood dust and fonnaldehyde. Steen B. Sveriges befolknings exponering för kväveoxider och mutagena ämnen i luft. IVL-rapport L9 l/303. Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning 1991. Tömquist M, Ehrenberg L: On cancer risk estimation of urban air pollution. Environ Health Perspect 102, suppl 173-182, 1994. WHO. Air quality guidelines for Europe, 1996. Under tryckning.

2.2.8 Kolväten

Toluen, Bensen Eten Butadien Styren

xylen

Kritisk effekt CNS leukemi cancer cancer CNS,1ukt

genotox

Lågnsknivå,

ug/m

cancerfallperär

veckomedelvärde avser lukt, 30-min medelvärde Övriga siffror avser långtidsmedelvärden.

De mest flyktiga mättade kolvätena metan, etan, propan, butan, pentan och heptan är så pass ogiftiga att de halter som kan finnas i utomhusluft är ointressanta ur hälsosynpunkt i sig själva. Det hindrar dock inte att de är av betydelse ur miljömedicinsk synpunkt, eftersom de deltar i atmosfärskemiska reaktioner och därigenom ger upphov till

80 Utomhusluft SOU 1996: 124

mer toxiska föreningar som aldehyder, ozon och andra fotokemiska oxidanter. Hexan kan neurotoxiskt i höga koncentrationer och kan

vara vara ett problem i arbetsmiljön, men någon riskbedömning eller förslag till gränsvärde för utomhusluft finns inte. Något underlag för att bedöma hälsoriskerna med högre kolväten finns

Xylen och toluen

Xylen och toluen är aromatiska kolväten, som liksom alla andra kolväten utvinns ur mineralolja. De har mycket stor användning

som lösningsmedel och finns i många hushållsprodukter. Den största användningen är som oktanhöjande beståndsdel i bensin. Bilavgaser och avdunstning från bensin är de största källorna i tätorter. Vinterhalvårsmedelvärdet i 30 svenska tätorter varierade vintern 1994/95 mellan ca 3-10 ug/m3 för xylen och 4-17 ug/rrf för toluen IVL, 1995.

Den kritiska effekten av xylen och toluen är påverkan centrala nervsystemet. Typiska effekter som bl.a. målare kan råka ut för är huvudvärk, koncentrationssvårigheter, nedsatt reaktionsfönnåga, trötthet m.m. WHO:s rekommenderade gränsvärde för toluen är 260 ug/m3 som veckomedelvärde, som erhölls genom att dividera den lägsta halt som klart givit upphov till CNS-effekter med en säkerhetsfaktor på 300 plus omräkning från yrkesmässig exponering till ständig exponering WHO, 1996. IMM har tidigare rekommenderat ett långtidsmedelvärde för xylen och toluen sammantaget 40-400 ;xg/m3 IMM, 1986.

Bensen

Bensen är det enklaste aromatiska kolvätet. Det är också en petroleumprodukt och ingår i bensin med upp till 5 %, vilket är den högsta tillåtna halten. Bensen används inte längre som lösningsmedel, eftersom det är klassat som cancerframkallande för människa IARC

av grupp Eftersom det dunstar från bensin och släpps ut med bilavgaser utsätts ändå befolkningen i tätorter för bensen. Det bildas också vid förbränning, speciellt vedförbränning.

Den kritiska effekten av bensen är dess förmåga att framkalla leukemi. Detta finns visat i olika epidemiologiska studier industriarbetare som varit exponerade för bensen. I djurförsök har också

man visat att bensen kan framkalla andra cancerforrner. Bensen och dess metaboliter har givit upphov till olika DNA- och kromosomskador hos försöksdjur och exponerade människor och nyare studier har också kunnat påvisa mutationer.

SOU 1996: 124 Utomhusluft 81

Både IMM 1994 och WHO 1996 har har därför angivit en kvantitativ riskuppskattning för bensen bygger leukemifall som

som inträffat bland arbetare varit exponerade för bensen i

en grupp som samband med framställningen s.k. gummifilm i en fabrik i USA. Vid

av den Senaste uppföljningen till och med 1987 hade 14 leukemifall inträffat bland 2 000 arbetare Paxton et 1994. Olika modeller

ca har använts för att beräkna risken vid yrkesmässig exponering. Omräknat till kontinuerlig livstidsexponering har IMM angivit ett intervall, högre risksiffra innebär att l ug/m3 skulle medföra en

vars livstids cancerrisk 7,5-10°. WHO 1996 har också valt att i första hand föra fram denna riskuppskattning. IMM har utifrån det rekom-

menderat lågrisknivå 1,3 ug/m3 0,4 ppb som långtidsmedel-

en värde, vilket motsvarar den halt teoretiskt skulle medföra livstids-

som risken l 100 000 1-105.

Halterna bensen i svenska tätorter har under tre vintrar mätts

av inom det s.k. urbanmätnätet. Vinterhalvårsmedelvärdet 1994/95 varierade mellan 2,2-6,2 ,ug/m3i 30 olika orter, och överstiger alltså genomgående lMM:s förslag till lågrisknivå. För de 12 orter där mätningar gjorts under tre vintrar i rad har halten varierat mellan 3-10 ug/m3,

ca med de högsta halterna vintern 1992/93. Den genomsnittliga exponeringen i Sverige har tidigare beräknats till 3,7 ug/m3 Steen, 1991. Enligt riskuppskattningen skulle ständig exponering för en sådan

ovan koncentration medföra 3 leukemifall i Sverige. Törnqvist och

ca per Ehrenberg 1994 5 fall leukemi och 10 cancerfall totalt.

anger av

Rökning är dock den största källan till intag av bensen. Halterna av bensen inomhus i hem där det finns rökare är också generellt högre än utomhus.

Eten

Eten är det minsta omättade kolvätet, och det bildas i samband med förbränning, varför halterna kan vara förhöjda i tätorter på grund av biltrafiken.

Hälsoriskerna med eten sammanhänger med att det delvis omvandlas till etenoxidi kroppen. Resultat från olika djurslag och olika

exponerade människor visar 1-10 % omvandlinggrad vid grupper av låga halter av eten, och en bästa uppskattning ca 5 % har angivits av Törnqvist 1994. Etenoxid har givit upphov till olika cancerforrner hos försöksdjur efter inandning av relativt låga koncentrationer, och en överrisk för leukemi har påvisats hos exponerade arbetare. IARC har klassat etenoxid som troligen cancerframkallande för människa grupp 2A. Etenoxid är också uttalat genotoxiskt i olika testsystem, hos försöksdjur och hos människor.

82 Utomhusluft SOU 1996: 124

Under antagandet att cancerrisken med eten är 5 % den med av etenoxid kan cancerrisken med etenoxid utnyttjas för kvantitativ en cancerriskuppskattning av eten. Amerikanska Naturvårdsverket,EPA, har beräknat risken för människor utifrån antalet leukemier och hjärntumörer hos honråttor. Omräknat för eten skulle det innebära att ständig exponering för 1ug/m3 skulle medföra en livstids cancerrisk på knappt 1 100 000 0,9-lO5t. Utifrån detta har IMM rekommenderat en lågrisknivå för eten 1,1 ug/m3 Victorin, 1992. Ehrenberg och Törnqvist har utarbetat den sk rad-ekvivalensmetoden för riskuppskattning av etenoxid och eten. Den bygger mätning av hemoglobinaddukter och jämförelse med den mutagena effekten av gammastrålning. Denna metod leder till 10 högre en ca ggr risk för alla former av cancer än den ovan nämnda risken. Halterna av eten i svenska tätorter är sarmolikt generellt högre än l ,ag/må Medelexponeringen i Sverige har beräknats till 1,8 mg/rñ Steen, 1991. En sådan halt skulle enligt riskuppskattningen ovan medföra 1-2 cancerfall per år i Sverige. Med radekvivalensmetodiken blir motsvarande antal 30 fall all cancerTömqvist,l994; Törnqvist och Ehrenberg, 1994.

Propen

I likhet med eten metaboliseras till reaktiv epoxid i kroppen, propen en nämligen propenoxid. Propenoxid är cancerframkallande i näshålan hos

försöksdjur. Kvantitativ cancerriskuppskattning av propen är betydligt

osäkrare än för eten, bl.a. vad gäller grad metabolism och avgiftning av hos människa. Törnqvist och Ehrenberg 1994 anger en livstidsrisk för

l -l05 ;tg/mi med genomsnittlig exponering i

cancer per som en Sverige på 2,3 ug/m3 skulle leda till 5 cancerfall år. per

1,3-Butadien

Butadien år en kemikalie som används industriellt i stora mängder, framför allt inom gurnmiindustrin, och kan därför förekomma i omgivningen nmt sådana industrier. Det bildas också vid föbränning, varför viktiga källor är bilavgaser och vedförbrärming. Den kritiska effekten av butadien är cancer. I inhalationsförsök med möss och råttor inducerades flera olika tumörtyper. Möss är betydligt känsligare än råttor. Butadien är också genotoxiskt, och har förosakat mutationer och olika kromosomskador hos möss. Några epidemiologiska studier har gjorts arbetare i industrier som tillverkar butadien-monomer och styren-butadiengummmi. Det tycks föreligga en överrisk för cancer i lyrnfatiska och blodbildande

SOU 1996: 124 Utomhusluft 83

inte andra typer IARC 1992 har klassat organ, men av cancer. butadien troligen cancerframkallande för människa Grupp 2A.

som

Den kvantitativa riskbedömningen av butadien försvåras av att det är så stor skillnad i känslighet mellan möss och råttor, och att man inte med säkerhet kan avgöra den relativa känsligheten hos människor. Data från metabolismstudier tyder dock på att människans känslighet ligger närmare den hos råttor än den hos möss.

Det finns många beräkningar av cancerrisken för yrkesmässigt exponerade baserade på olika antaganden WHO, 1996. I

personer, WHO:s sammanfattande rekommendationer för luñkvalitet utomhus

dock avstått från kvantitativ riskuppskattning i avvaktan på har man bättre underlag. Amerikanska Naturvårdsverket, EPA, har gjort en konservativ riskbedömning utgående från musdata, som innebär att ständig exponering för l ug/m3 skulle medföra livstids cancerrisk

en för 2,8-10. Beräknat råttstudien skulle risken bli lägre, 3,3-l05. Den halt teoretiskt upphov till livstidsrisken l på

som ger 100 000 1-105 skulle enlig detta 0,036-0,30 lig/ma. IMM angav

vara detta intervall lågrisknivå 1986.

som

Det finns inga mätningar av butadienhalten i luft i svenska tätorter. WHO 1996 intervallet 2-20 ;tg/må Steenl996 har

anger uppskattat den genomsnittliga exponeringen i Sverige till 0,7 ,ug/m, vilket i så fall ligger över lågrisknivån beräknad från såväl mus- som råttcancerdata. Enligt riskuppskattningen ovan skulle genomsnittshalten 0,7 ,ug/m3 medföra 4-30 cancerfall per år i Sverige. Törnqvist och Ehrenberg 1994 anger ca 50 fall.

Styren

Styren industrikemikalie med mycket stor användning, t.ex. vid

är en

framställning av glasfiberarmerad polyester och styren-butadiengummi. Vid hantverksmässigt byggande t.ex. småbåtar kan exponeringen bli

av mycket hög. I tätorter är bilavgaser en källa även till styrenutsläpp.

Styren är ett starkt luktande ämne. Vid inandning påverkas det centrala nervsystemet, den kritiska effekten är risken för geno-

men toxiska och effekter. De cancerstudier med försöksdjur

cancerogena

gjorts är dock av begränsat värde, och epidemiologiska undersom sökningar exponerade arbetare är inte konklusiva, även om flera studier antyder överrisk för i lymfatiska och blodbildande

en cancer

IARC 1994 har klassat styren möjligen cancerframorgan. som kallande för människor Grupp 2B.

Vid riskbedömningen av styren utgick IMM 1984 från de kromosomskador som påvisats hos både försöksdjur och exponerade arbetare. Med en säkerhetsfaktor på 1000 föreslogs en lågrisknivå

84 Utomhusluft SOU 1996: 124

43 ug/m3 10 ppb som långtidsmedelvärde. WHO 1996 har i sin riskbedömning i första hand gått CNS-effekter, och hanmar på ett högre riktvärde, 250 ;rg/må I praktiken blir dock luktolägenheter med kortvariga höga halter avgörande. Eftersom luktgränsen anges vara så låg som 70 ug/m3 bör denna halt inte överskridas medelvärde

som under 30 min.

I närheten plastfabriker kan denna halt överskridas, halterna

av men i tätorter i allmänhet 1 pøg/m3. I nybyggda hus

är annars som innehåller styrenbaserade plastmaterial kan halterna tänkas

vara

förhöjda.

Litteratur

Ahlborg U G, Flodström Ljungquist Rondahl Wämgård L. Medicinska och hygieniska effekter styren i omgivningsluft.

av Litteraturgenomgång och toxikologisk utvärdering. Naturvårdsverket Rapport 1874, 1984.

Fransson-Steen Ljungquist Victorin K. Uppdaterad hälsoriskbedömning av bensen. IMM-rapport 3/94, Institutet för Miljömedicin 1994.

IARC. Occupational exposures to mists and from strong

vapors inorganic acid; and other industrial chemicals butadien. IARC monographs on the evaluation of carcinogenic risk to humans. Volume 54, 1992.

IARC. Some industrial chemicals Styren. IARC monographs the

on evaluation of carcinogenic risk to humans. Volym 60, 1994.

IVL. Halter av S02, sot, N02, NO, och VOC i utomhusluft i svenska tätorter vintern 1994-95. IVL-rapport L95/ l 88, Institutet för Vatten-

och luftvårdsforskning 1995.

Ljungquist Ahlborg U G. Medicinska och hygieniska effekter

av

butadien i omgivningsluft. Litteraturgenomgång och toxikologisk

utvärdering. Rapport 3134, Naturvårdsverket 1986.

Rondahl Ahlborg U G. Medicinska och hygieniska effekter xylen

av

och toluen i omgivningsluft. Litteraturgenomgång och toxikologisk

utvärdering. Rapport3143, Naturvårdsverket 1986.

Steen B. Sveriges befolknings exponering för kväveoxider och mutagena ämnen i luft. IVL-rapport L9 l/303. Institutet för Vatten-och Luftvårdsforskning 1991.

Törnqvist M, Ehrenberg L. On risk estimation of urban air

cancer pollution. Environ Health Perspect 102, suppl. 173-182, 1994.

Törnqvist M. ambient ethene risk factor Environ Health

a cancer Perspect 102, suppl 157-160, 1994.

Victorin K. Uppdaterad hälsoriskbedönming etenoxid, eten och

av

IMM-rapport 8/92, Institutet för Miljömedicin 1992. propen.

WHO. Air quality guidelines for Europe, 1996. Under tryckning.

2.2.9 Klorerade lösningsmedel

Effekter: CNS-effekter, påverkan

lever och njure, cancer

Halter: Data saknas

Antal exponerade över rekommen- Troligen inga

derade värden:

Diklormetan Triklor- Tetraklor-

eten eten

Lågriskrivå, ug/m3

WHO: 3 0001 -2 250

IMM: 350 110-540 270-680

Dygnsmedelvärde Kvantitativ cancerrisk enl. WHO 1996: 1ug/m3: livstids cancerrisk 4,3-10- 9,3 l Os 3veckomedelvärde Övriga siffror avser långtidsmedelvärden

De klorerade lösningsmedlen, varav de vanligaste är diklormetan metylenklorid, trikloreten tiikloretylen och tetrakloreten tetraklor-

Utomhusluft

etylen, har tidigare haft stor användning både industriellt och i hemmen. Användningsområdena har varit t.ex. färgborttagning, avfettning och textiltvätt. De är dock förbjudna i konsument-

nu produkter, och ingår i Kemikalieinspektionens s.k. solnedgångslista över ämnen som bör försvinna från sikt. Det är

marknaden som

svårast att ersätta är tetrakloreten används i kemtvättar, och där

som alternativet i existerande tvättmaskiner är freoner, också ska

som avvecklas på grund av miljöeffekterna utturmingen det Stratos-

av färiska ozonskiktet. Freonerna liknar klorerade lösningsmedel kemiskt, förutom att de innehåller både klor och fluor halogener, och de har också haft liknande användningsområden. De fullt halogenerade freonema tas visserligen upp till blodet vid inandning, med utandas igen nästan helt i oförändrad form varför de inte förosakar skador förrän i höga koncentrationer procent. De fullt halogenerade, s.k. mjuka freonema, som i första hand används ersättning för de fullt

som halogenerade freonema är mindre fördelaktiga ur hälsosynpunkt. Det beror på att dessa ämnen, liksom klorerade lösningsmedel, i

tas upp kroppen och till viss del omvandlas till reaktiva metaboliter i

som djurförsök visat sig kunna ge upphov till exempelvis leverskador vid höga doser.

Som alla andra lösningsmedel påverkar de klorerade lösningsmedlen centrala nervsystemet. Andra effekter är påverkan lever och njure och uppkomst av tumörer, framför allt i lever och njure. IARC har klassat tri- och tetrakloreten som troligen cancerframkallande för människa grupp 2A och diklormetan möjligen cancerfram-

som kallande grupp 2B. I WHO:s Air Quality Guidelines WHO, 1996 görs dock riskbedömningen diklonnetan utifrån dess egenskap att

av vid metabolismen ge upphov till bildning karboxyhemoglobin

av COHb i kroppen. Trikloretens genotoxiska potential är osäker. För detta ämne använde WHO 1996 en extrapoleringsmodell, som utifrån lung- och testistumörer hos mus och råtta livstidscancerrisken

angav för människa till 4,3- l07-9,3-l08 per ;rg/må För tetraldoreten,

som inte är geriotoxiskt, användes en säkerhetsfaktonnodell dels baserat på cancereffekter hos försöksdjur och dels baserat effekter bland anställda kemtvättar, främst tecken på njurskador. I IMM:s tidigare riskbedömning användes säkerhetsfaktonnodell för bedömning

en av alla tre ärrmena, eftersom den mutagena potentialen bedömdes

vara

tveksam Fransson och Ahlborg, 1990.

WHO:s och IMM:s rekommenderade värden framgår faktarutan

av ovan. I tätorter är halterna av klorerade lösningsmedel normalt mycket låga. Utsläpp kan ske lokalt från kemtvättar och viss kemisk industri. De rekommenderade lågrisknivåema överskrids sannolikt dock inte i bostadsområden.

Litteratur

Fransson Ahlborg U G. Medicinska och hygieniska effekter av diklormetan, trikloreten och tetrakloreten i omgivningsluft. IMMrapport 5/90, Institutet för Miljömedicin 1990.

IARC. Some halogenated hydrocarbons and pesticide exposure. Monographs the evaluation of carcinogenic risks to humans, volym on 41, 1986. International Agency for Research Cancer, Lyon, Frankon rike.

IARC. Dry cleaning, chlorinated solvents and other industrial some chemicals Monographs the evaluation of carcinogenic risks to on humans, volym 63, 1995. International Agency for Research on Cancer, Lyon, Frankrike.

WHO. Air quality guidelines for Europe, 1996. Under tryckning.

2.2. 10 Besvärsreaktioner av luftföroreningar

I syfte att information befolkningens besvärsupplevelse används om ibland enkät- eller intervjumetodilc. De specifika syftena för sådana s.k. besvärsundersökningar kan att studera reaktioner inomhusvara miljön, utomhusmiljön eller bådadera. Socialstyrelsens meddelandeblad 11/1989 "Besvärsstudier", förtecknar de besvärsstudier som rapporterades i enkät sänd till samtliga kommuners miljö- och hälsoskyddsen kontor. Totalt 48 kommuner rapporterade sammanlagt 58 besvärsstudier. Bland dessa studier de luftföroreningsinriktade vanligast var med 17 undersökningar. Gränsen mellan besvärsundersökningar och

studier angående symtom- och sjukdomsprevalens i olika populationer

är ganska diffus, och besvärsdata kan finnas även i studier av t.ex.

luftvägssjukdomar.

De flesta besvärsstudier är individuellt upplagda för att ge värdefull lokal infonnation, vilken emellertid sällan kan användas för generaliseringar. Bara i ett fåtal studier finns uppmätta exponeringsdata som möjliggör beskrivning sambanden mellan exponeringsnivå och av respons.

Bilavgaser

I samband med den svenska Bilavgasutredningen SOU 1983:28 genomfördes studie angående upplevda besvär till följd av en

88 SOU 1996: 124

Utomhusluft

bilavgaser. I enkätstudien medverkade närmare 7 OOO från personer Stockholm, Umeå och Västerås. Utifrån uppgifter trafikintensitet om och gaturumsbredd skattades halterna av kolmonoxid vid bostaden. Resultaten visade att vid en beräknad halt nära 10 mg/m3 som 8-tirnmarsmedelvärde under en månad 61-68 % besvärade och var 17-24 % mycket besvärade av bilavgaser. Andelen besvärade lägre var vid lägre beräknade avgashalter. Känsliga speciellt astmapersoner, tiker, besvärade bilavgaser än genomsnittsbefolkningen. var mer av En enkätundersökning Stockholms län visade 1992 att i hela länet var 3 % av männen och 4 % av kvinnorna ofta störda bilavgaser av varje vecka. För Stockholms innerstad gjordes jämförelse mellan en boende vid normaltrafikerade och högtrañkerade gator. Vid de lågtrafikerade gatorna var 7 % av märmen och 8 % av kvinnorna ofta störda medan andelen ofta störda vid de högtrafikerade , gatorna var 17 % bland männen och 23 % bland kvinnorna Stockholm läns landsting, 1994.

Samband med kvävedioxid

För att analysera sambanden mellan uppmätta luftföroreningshalter och besvärsförekomst utnyttjades 55 slumpurval från lika många orter, vardera omfattande 150 personer boende intill luftmätstation en tillhörande IVL:s urbanmätnät Forsberg mfl., 1991. Totalt medverkade ca 6 000 Bland dessa centralt boende totalt 17 % personer. var dagligen eller nästan dagligen besvärade bilavgaser i bostadsav området. Andelen besvärade på varje generellt högre högre ort var luñfororeningsnivån var, och samvarierade statistiskt signifikant med vinterhalvårsmedelvärdet kvävedioxid, inte med svaveldioxidav men eller sothaltema. Kvävedioxid kan här indikatorförorening ses som en för bilavgaser. Det starkaste sambandet fanns mellan kvävedioxidhalten och andelen vintertid dagligen eller nästan dagligen som upplever luften i bostadsområdet Figur 2.3 respektive i centrum som irriterande r O,65-0,66. Linjär regression visade att andelen besvärade ökade med 0,4 resp. 0,6 procentenheter per ug/m3 ökad halt. De uppmätta kvävedioxidhaltema 9-32 ug/m3 vinterhalvårsvar som medelvärde de olika orterna. Sambanden består även när man samtidigt kontrollerar för andra faktorer på individnivå kan påverka, som t.ex. ålder, rökning etc. Vid en given kvävedioxidhalt visade astmatiker en mer än dubbelt så hög besvärsfrekvens övriga som personer Forsberg mil., 1995. Irritationsfrågoma har även använts i enkåtstudie en senare genomförd inom Naturvårdsverkets miljöövervakningsprogram för urban miljö och hälsa Forsberg m. fl., 1995. Studien omfattar drygt 7 000 personer 81 % av ett slumpurval från 12 orter ingående i IVL:s urbanmätnät. Även i denna studie ökade andelen vintertid

som dagligen

eller nästan dagligen upplever luften irriterande med 0,4-0,6 procentenheter ,ug/m3ökning vinterhalvårsmedelvärdet av kvävedioxid

per av i intervallet 13-27 lig/m Dessa exponerings-responssamband talar för att förändringar i besvärsförekomsten kan förutsägas t.ex. i konsekvensbeskrivningar angående effekter ökade eller minskade luft-

av föroreningshalter även under riktvärdesnivån 50 lig/m

°/o 15-

10- °

.

:

o. c °

. 5 5;. o

. .

:

° 122-.

O |.I-I l 1 I |

I I I | | | I I |

30 40 ;lg/m a

O 10 20

Figur 2.3. Andelen dagligen eller nästan dagligen upplever luften

personer som i bostadsområdet som irriterande i förhållande till ortens kvävedioxidhalt vinterhalvârsmedelvärde. Forsberg mfl. 1995

Industriella föroreningar

Det finns ett antal studier som riktats till boende nära skogsindustrier och kemiska/petrokemiska industrier. Studierna möjliggör inte generaliseringar, visar att besvärsförekomsten t ex på grund av

men luktande utsläpp kan mycket hög i de mest utsatta områdena. l

vara Urbanstudien med centralt boende från 55 orter Forsberg mfl., 1991

totalt 6,6 % dagligen eller nästan dagligen besvarade industrivar av utsläpp. I Landskrona, Hyltebruk och Karlshamn andelen över

var 20 % och i Härnösand, Avesta, Timrå, Partille, Älmhult, Stenungsund, Köping och Bromölla över 10 %. Med tanke på hur industri-emission-

minskat under år torde dock dessa lokala problem vara i ema senare avtagande.

90 SOU 1996: 124

Utomhusluft

Vedeldningsrök

Enligt Urbanstudien totalt 2,6 % dagligen eller nästan dagligen

var besvärade av vedeldningsrök. Siffran kan dock något missvisande

vara eftersom urvalet omfattade centralt boende, varför än 3/4 bodde i

mer hyreshus. På mindre orter där småhus dominerar och fler har tillgång till ved, kan problemen med Vedeldning bli avsevärda. I studie 8

en av mindre orter i norra Sverige bodde ungefär tredje i ett hus

var person med Vedeldning, och totalt 36 % var ofta eller ibland besvärade lukt

av från Vedeldning Forsberg m. fl., 1990.

Litteratur

Forsberg Kjellman K. Miljöbesvär och ohälsa enkätstudie inom

tätorter i norra norrlands inland. MHS redovisar 4/90, Inst för miljöoch hälsoskydd, Umeå universitet, 1990.

Forsberg Kjellman Stjemberg N, Svanberg P-A. Luftföroreningar i svensk urbanrniljö: Besvärsupplevelse och symtomförekomst i

relation till luftföroreningshalter i omgivningsluft. Inst för miljö- och

hälsoskydd, Umeå universitet, 1991.

Forsberg Stjemberg N, Thomasson Luftvägsproblem

hos vuxna: 1994 års basdata för hälsorelaterad miljöövervakning i Umeå. Medicin-

ska enheten, Arbetsmiljöinstitutet, 1995.

Forsberg Jönsson E. Air pollution from traffic

and annoyance reactions the effect of covariates and the effect of adjusting for them.

- In: Proc of the 10th Clean Air Congress, Espoo, Finland 1995.

Socialstyrelsens meddelandeblad 11/89 Besvärsstudier.

SOU 1983:28. Bilar och luft. Hälsorisker till följd bilavgaser.

renare av Underlagsrapport till bilavgaskommittén, 1983.

Stockholms läns landsting. Miljö-hälsorapport samband mellan

om miljö och hälsa i Stockholms län., 1994.

SOU l 996: 124 Utomhusluft 91

22.11 Sammanfattning och slutsatser

Hälsoriskema med luftföroreningar är framför allt ett tätortsproblem,

där den största källan generellt sett är gatutrañken. För andra luftföro-

reningar är dock en större, regional, spridning viktigare. Detta gäller

t.ex. ozon.

De luftföroreningar som i dag bedöms vara viktigast vad gäller effekter på luftvägarna är kvävedioxid, ozon och partiklar. Den korttidselfekt av kvävedioxid som uppträder vid lägst koncentration är

ökad luftvägsreaktivitet, vilket har betydelse framför allt för astmaen tiker. Härigenom kan kvävedioxid ge förstärkta symtom vid t.ex. inandning av kall luft eller vid ansträngning, vilket efter upprepade tillfällen kan ha klinisk betydelse för astmatiker. För denna effekt är kortvariga höga halter störst betydelse. Även halterna i svenska

av om tätorter har sjunkit under 90-talet genom att katalysatorrenade personbilar har blivit vanligare, så överskrids sannolikt det svenska gränsvärdet för tirnmedelvärde tidvis vid starkt trafikerade gator. Ett nytt, något lägre förslag till gränsvärde föreligger, som innebär att några hundra tusen människor är "överexponerade". Det är också av intresse att svenska undersökningar har visat ett samband mellan kvävedioxidhalten i olika tätorter och förekomsten av besvär och

symtom från luftvägarna, fastän halterna legat under gränsvärdena.

Ozon bildas i storskaliga atmosfarkemiska processer, och halterna i Sverige härrör huvudsakligen från utländska källor. Ozon har delvis liknande effekter som kvävedioxid. Påverkan lungfunktionen är dock i högre grad förknippad med subjektiva besvär som hosta och andnöd, och inflammation typisk del av effektbilden. Astmatiker tycks inte

är en vara särskilt mycket känsligare än andra personer. Epidemiologiska undersökningar har visat samband mellan förhöjda halter av ozon och besvär, nedsatt lungfunktion och ökat intag sjukhus för astma och andra luftvägssjukdomar. Det nuvarande rekommenderade gränsvärdet för ozon överskrids ofta i södra och mellersta Sverige, och jämfört med nya rekommendationer från Institutet för Miljömedicin så är halterna höga i stora delar av landet. Antalet personer som tas in på sjukhus till följd av ozon kan beräknas till 100-400 per år.

Halterna av inandningsbara partiklar PM10 har i epiderniologiska undersökningar, främst från USA, visat kvantitativa samband utan tydlig tröskel med olika luftvägseffekter, och även med ökad dödlighet. Måttet PM10 innefattar partiklar av olika ursprung och kemisk sammansättning, och relativt få mätdata finns från Sverige. Gränsvärdena för PM10 och andra partiklar överskrids endast undantagsvis. Trots detta kan resultaten från de epidemiologiska studierna innebära att partiklar i utomhusluft medför ca 150 extra

sjukhusinläggningar per för luftvägsåkommor.

92 Utomhusluft SOU 1996: 124

Cancerframkallande luftföroreningar bildas vid förbränning, och

utsläppen blir högre sämre förbrärmingseffektiviteten De största källorna är vedförbränning och vägtrafik, inklusive arbetsmaskiner. Såväl partikelbundna polycykliska aromatiska kolväten PAH som gasformiga kolväten, t.ex. eten, butadien och bensen, är viktiga. Halterna i tätorter av dessa ämnen överstiger troligen generellt de förslag till lågrisknivåer som Institutet för Miljömedicin har föreslagit. Dessa är satta vid en nivå som teoretiskt medför en ökad livstids cancenisk på l 100 000 1-105. Mätdata saknas dock i stor utsträckning. Utifrån epidemiologiska och andra data har tidigare skattats att luftföroreningar i tätorter medför ca 100 lungcancerfall per år i Sverige och 100-l 000 cancerfall totalt. Inga nya data har framkommit som ger skäl att revidera denna uppskattning. Underlaget är dock mycket osäkert.

SOU 1996: 124

3

Inomhusmiljö

3.1 Inledning

Inomhusmiljö och byggnadshygien var väsentliga ämnen i början av

seklet fram till 40-talet i debatten om den tidens folkhälsoproblem, framför allt när det gällde tuberkulos. Senare har nriljödebattema till stor del fokuserats den yttre miljön och den tunga, industriella arbetsmiljön. Först under det senaste decenniet har intresset, utifrån ett folkhälsoperspektiv, nytt inriktats de icke-industriella inomhus-

miljöerna.

Radon, tobaksrök, formaldehyd, husdammskvalster m.m. är faktorer

har påvisats ha betydelse för männi-

exponeras för inomhus och som skors hälsa. Förekomsten allergier och andra överkänslighets-

av sjukdomar har kopplats samman med förändringar i inomhusmiljön

Allergiutredningen 1989. Till dessa överkänslighetsreaktioner får

även räknas de ospecifika symtom retningstyp som brukar benänmas

av

"sjuka hus-symtom" SBS, Sick Building Syndrome, WHO 1986.

Intresset för de icke-industriella inomhusmiljöema beror att insikten har vuxit rörande betydelsen av dessa miljöer för människor-

totala exponering, samtidigt förändringar inom andra miljönas som områden såsom uteluften, industrin och födan inte kunnat förklara alla de väsentliga förändringar som skett i folkhälsan. Fortfarande är dessa icke-industriella miljöer bristfälligt studerade, och deras koppling till

folksjukdomar har mer byggt indicier än vetenskapliga bevis. I

några fall är kunskaperna tillräckliga för att påvisa direkta orsakssamband som exempelvis astma kopplat till husdammskvalster eller

lungcancer orsakad av radon, rökning eller passiv rökning. För den stora mängden symtom och sjukdomar är dock kunskapsunderlaget bristfälligt.

Förändringar av inomhusklimatet i miljöer som bostäder, barnstugor, skolor och kontor har kopplats till SBS sjuka hus-symtom men även utpekats som misstänkta orsaker till ökningen av allergier Allergiutredningen 1989. Väsentliga förändringar har också skett i dessa miljöer under de senaste decennierna. Luftomsättningen har minskat till följd av bl.a. att byggnaderna har gjorts tätare av energi-

94 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

sparskäl. Städning och vädring anses inte ske lika ofta förr och

som en mängd nya byggmaterial som avger organiska ämnen har tillkommit. Andra faktorer som påverkat ventilationen är bristande underhåll

av ventilationssystem och övergång från eldning i till elvärme och

panna fjärrvärme. Draget, "skorstenseffekten", i ventilationskanaler med självdrag har därmed minskat.

Inomhusmiljöns betydelse för utveckling av allergi bygger både direkta visade samband t.ex. när det gäller kvalster, men även indicier, som t.ex. betydelsen av födelsemånad. Bam som är födda under hösten och som därför tillbringat en stor del av sina första månader inomhus, är i högre grad sensibiliserade har blivit allergiska for inomhusallergen än bam födda t.ex. på våren Aalberse mfl. 1992. Även den högre förekomsten av t.ex. astma i norra Sverige jämfört med södra, har tolkats bero faktorer i inomhusklimatet Åberg mil. 1995. Den visade skillnaden i allergifrekvens bland skolbarn i norr och söder, består också av en högre frekvens av allergier mot inomhusallergen. Det är också visat att förekomst av allergiska besvär kan sänkas genom åtgärder i spädbams miljöer Arshad, Hide 1992. Inomhusallergen tycks ha större effekt barns lungfunktion än utomhusallergen Schwartz och Weiss, 1995.

Till "inomhusklimatet" brukar räknas luftens kvalitet, det tenniska klimatet samt ljud- och ljusmässiga förhållanden. I samband med SBS och allergiska luftvägssjukdomar som astma framstår luftens kvalitet som mest betydelsefull. Det man då intresserar sig för är luftens innehåll irriterande, toxiska, allergena och andra ämnen kan

av som påverka luftvägarna. När det gäller sensibilisering, är det förekomsten av allergen och s.k. adjuvansfaktorer faktorer medverkar till

som utvecklingen av allergi som är av störst betydelse. Besvärsreaktioner hos redan sensibiliserade kan även utlösas av många irriterande och luktande ämnen.

Kunskaperna om vilka allergen som är av betydelse, hur man kartlägger förekomsten av sådana och hur miljö från

man sanerar en dem är förhållandevis goda. Sämre beställt är det med kimskapema

om vilka ämnen som har betydelse för SBS, eller om adjuvansfaktorema. Ett mycket stort antal ämnen är aktuella. Eftersom även vissa infektioner kan bereda väg för sensibilisering, och ofta medverka till att utlösa besvär av framför allt astma, är även förekomsten infektiösa ämnen

av av betydelse.

Inomhusluft består av luft utifrån med föroreningar från t.ex. trafik, mark, växtlighet och industrier. Vid transporten genom tilluftsystemet kan luften förorenas partiklar, fibrer och ämnen från komponenter

av som filter, invändig isolering i ventilationskanalerna och lagrad smuts. När det finns fukt i systemet kan det även ske biologisk tillväxt t.ex.

av bakterier och mögel, vilket kan förorena tilluften. I rummet tillkommer

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 9-5

föroreningar från människor och djur, från aktiviteter tobaks-

som rökning, städning och matlagning. Därtill kommer föroreningar från öppen förbränning, byggnads- och inredningsmaterial, från kontorsapparater, hobby- och rengöringsprodukter, växt av bakterier och mögel m.m. Bilden kompliceras av att föroreningar kan upptas och avges från ytor i rummet, att kemisk omvandling sker i inomhusluñen

att damm och partiklar deponeras till och virvlas från golv samt av upp och andra ytor, beroende bl.a. på aktivitet i mmmet.

Förutom byggnadernas placering och egenskaper har brukamas beteende betydelse. I många fall kan detta vara avgörande, t.ex. när det gäller hur ofta man städar och vädrar, personbelastningen antal människor per ytenhet, om man röker inomhus, hur man värmer upp byggnaden samt vilka aktiviteter man bedriver i byggnaden.

3.2 SBS

Sjuka hus-symtom

Med SBS avses att människor får olika slags symtom och besvär när de vistas i en byggnad, t.ex. irritation i ögon, näsa och hals, känsla

en av torrhet i hud och slemhinnor, hudrodnad, hudutslag, trötthet m.m. Sådana symtom är inte ovanliga bland befolkningen, i de "sjuka"

men husen är det fler som har dessa symtom. Symtomen kan försvinna när man lämnar byggnaden men återkomma när man kommer tillbaka till den.

Den statliga allergiutredningen SOU 1989:76 uppskattade att upp

till tredjedel husen i vissa bestånd byggda eller renoverade under

en av 1960-talet och framåt, hade fått problem typen sjuka hus-sjukan.

av Problem med fukt tycks ha varit en gemensam nämnare i många fall. När det gäller bamstugor byggda 1970- och l980-talen finns rapporter om att var fjärde barnstuga hade besvär med inomhusklimatet.

En expertgrupp inom WHO uppskattade 1984 att mellan 10 och 30 procent av nya eller renoverade byggnader var "sjuka", och att i dessa byggnader 10-30 procent av personerna uppvisar symtom WHO 1986

Kunskaperna om förekomsten av SBS och om hur symtomen

samvarierar med faktorer i byggnaden, har ökat under år, att

senare genom ett antal större undersökningar har genomförts av både arbetsplatser och bostäder. Förekomsten symtom är generellt vanligare bland

av kvinnor än bland män, och högre på arbetsplatser än i bostäder.

Den svenska ELIB-undersökningen N orlén, Andersson 1993, ELIB rapport nr 7 visar att de boende i flerbostadshus har en konsekvent

96 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

högre klagomåls- och symtomfrekvens än de som bor i småhus. De vanligaste klagomålen från de flerbostadsboende var torr luft, damm och smuts, drag, instängd "dålig" luft samt buller. När det gäller symtom, trötthet det vanligaste symtomet. Näsbesvär och huvud-

var värk andra vanliga symtom. Betydligt färre av de boende i

var småhusen relaterar sina symtom till bostaden i förhållande till de i flerbostadshusen.

ELIB-undersökningen och ett flertal andra undersökningar visar att

de har rapporterat astmatiska besvär, hösnuva eller eksem

som

besväras i större utsträckning än övriga av faktorer i inomhusrniljön,

framför allt faktorer i luftkvaliteten instängd "dålig" luft, torr luft,

av obehaglig lukt, statisk elektricitet, andras tobaksrök samt damm och smuts. De uppger också högre syrntomfrekvens, speciellt för slemhirme- och hudbesvär ögonbesvär, näsbesvär, hudbesvär i ansikte och på händer 3-4 gånger vanligare hos allergiker och över-

som var känsliga än hos övriga. Kvinnor har besvär oftare än män Stenberg m.fl. 1993.

1994 genomförde Socialstyrelsen en uppföljning av kommunernas tillsynsarbete beträffande bristande inomhusmiljöer i skolor och daghem. De problem kommunerna angav vara dominerande var

som bristande ventilation, bristfällig städning, dåligt underhåll samt fukt och

mögel på grund av läckage eller brister i byggnadskonstruktionen. Arbetarskyddsstyrelsen genomförde 1992 inom projektet "Skolans arbetsmiljöår" undersökning den fysiska arbetsmiljön i

bl.a. en av

svenska skolor. En granskning av noteringar från skyddsronder under

1991 visade att åtta av tio rektorsornråden hade minst en anmärkning

på dålig ventilation eller problem med värme eller kyla. Klagomål på luften var den i särklass vanligaste anmärkningen. Andra vanliga

problem var buller, dålig belysning och dåligt underhåll. Problem med fukt och mögel förekom i fjärdedel av skolorna. Den statliga Allergi-

en

utredningen 1989 uppskattade att ventilationen är bristfällig i ca 75

procent landets skolor. Sedan dess har dock många ventilations-

av

anläggningar kontrollerats och åtgärdats.

Regeringen har 1994 avsatt ca l miljard kronor för bidrag till olika investeringar i bostäder och lokaler där barn och ungdomar vistas, för att avhjälpa brister till följd av lukt och dålig luñkvalitet.

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 97

3.3 Hälsoeffekter av olika faktorer i

inomhusmiljö

I det följande redovisas dagens kunskap, uppdelat olika faktorer. Redovisningen är till stor del baserad Folkhälsoinstitutets kunskapssammanställning "Luften andas inomhus" Sundell och Kjelhnan 1994

3.3.1 Fukt och faktorer

mikrobiologiska

Hälsoeffekt: lrritation/inflarmnation i luftvägama,

infektioner, allergier

Känsliga grupper: Överkänsliga, allergiker, bam

Bedömningsgrund

för Sanitär olägenhet: Kraftig synlig mögelvåxt, tydlig mögel-

-

lukt

Relativ luftfuktighet inomhus över 45 %

-

under eldningssäsong

Omfattande kondensbildning insidan

-

av fönster

Antal exponerade: 10 % av bostadshusen har fuktskador som

behöver åtgärdas

I flera undersökningar har påvisat samband mellan fuktiga

man byggnader och förekomst luftvägsbesvär i form av inflamma-

av tion/irritation, överkänslighetsreaktioner, allergi m.m. Andrac mfl. 1988; Brunekreefmil. 1989; Wickman m.fl. 1991, Dales mfl. 1991. Vanliga kriterier fuktiga byggnader är förekomsten av kondens på insidan av fönster, fuktfläckar, synligt mögel, lukt av mögel, förekomst av silverfiskar eller känt vattenläckage.

Luftburna mikroorganismer t.ex. virus, svampsporer och bakterieceller förekommer i alla inomhusmiljöer. De luftbuma organismema förekommer dels fria som små partiklar, dels i större och mindre aggregat, men även som mikrobiell kontamination på partiklar. Mögel förekommer allmänt under de flesta betingelser, såväl utomhus som inomhus. Man har karakteriserat en mycket stor mängd olika mögel-

98 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

arter och bakterier. Utomhus såväl som inomhus finns årstids-

en variation för uppmätta halter av sporer eller andra mögeldelar och variationerna mellan olika hemmiljöer kan vara stora. Extremt fuktiga förhållanden eller fritt vatten medför möjlighet för växt av s.k. gramnegativa bakterier som innehåller toxiner.

Halt och mögelsporer inomhus samvarierar vanligtvis med

arter av förekomsten utomhus. Normalt är halten inne något lägre

än ute, men varierar starkt i tid och rum bl.a. till följd av variationer i luftfuktighet, luftrörelser, uppvirvling av sedimenterat damm vid människors rörelser, dammsugning m.m. En viktig källa till bakterier i rumsluft är människor, och halten bakterier varierar därför i första hand med personbelastningen. Människomas aktivitetsnivå spelar också roll för halten av mikroorganismer i rumsluften, liksom förekomsten av damm som kan virvlas upp. Halten är därför oftast högre i skolor och bostäder än kontor.

Utöver luften utifrån och personbelastning kan halten av mikroorganismer påverkas av mikrobiologisk växt i t.ex. byggnadskonstmktion och lultfuktare. I sådana fall blir normalt artsammansättningen

en arman än i uteluften. Det är möjligt för mikroorganismer att växa på i stort sett alla byggnads- och inredningsmaterial. Mikrobiologisk växt inne i byggnadskonstruktionen, t.ex. i isoleringsmaterial,

som regelverk m.m., resulterar inte automatiskt i förhöjda koncentrationer av luftbuma mikroorganismer i inomhusmiljön. Däremot kan i vissa fall en lukt av mögel eller bakterier fömimmas. Mikroorganismer producerar vid sin ämnesomsättning en rad flyktiga organiska substanser, bl.a. högre alkoholer, ketoner och organiska syror, ämnen

som svarar för de luktproblem kan knytas till mikrobiell växt. Före-

som komst av mögelsporer eller bakterier i rumsluft har inte kunnat påvisas vara förhöjd i byggnader med besvärande lukt eller synlig eller misstänkt mögelväxt.

Åtgärder mot mögelskador blir lätt mycket kostsamma, med stora ingrepp i byggnaden. För att ned halten luftbuma mögelsporer har man dock visat att en kombination av enkla metoder kan medföra

en väsentlig minskning i halten luftbuma mögelsporer i mögelskadade bostäder Prahl 1991. Detta är t.ex. ökad fönstervädring, att inte ha några ouppvärmda rum under vintern, inte torka tvätt inomhus,

reparera vattenläckage, ökad renhållning, ökad badrumsventilation och att ha färre växter inomhus.

En översyn av den vetenskapliga litteraturen Rylander R 1996, underlag inför revidering av Socialstyrelsens allmänna råd mögel

om visar att det finns mer än 22 undersökningar från sju olika länder

som praktiskt taget alla visar ett samband mellan fukt och/eller mögel i bostad och förekomst av symtom från luftvägama. De symtom

som rapporteras är irritation i näsa och hals, nästäppa, hosta med eller utan

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 99

slem, pip i bröstet vid ansträngning och trötthet. Symtom "klassisk" astma i form av andnöd och svårighet att andas har inte rapporterats i någon större omfattning. Några studier indikerar att personer med tidigare känd allergi eller atopi ärftlig benägenhet för allergi kan vara en riskgrupp. Besvär av mögel inomhus är således en realitet, även om det endast undantagsvis handlar om väldefinierad allergi.

För några mögelarter vet man säkert att de kan ge upphov till allergi, men det är troligt att risken finns för många flera. Bland skolbarn och vuxna är ca 2 procent mögelsensibiliserade Bråbäck mfl. 1994, Plaschke mfl. 1996 grässensibilisering är ca 10 gånger vanligare. Hos barn med astma är ca vart tredje barn sensibiliserat mot

mögel Croner, Kjelhnan 1992. Mögelsensibilisering är vanligare

fler andra allergen är sensibiliserad mot. Huruvida relevant

man exponering skett inomhus är oklart. Goda extrakt för allergitestning finns för enbart ett mindre antal mögelarter, vilket kan medföra att mörkertalet är stort.

Det finns ett flertal fallbeskrivningar av mögelallergiska personer som utvecklat besvär när de kommit i dåligt vädrade bostäder, t.ex. sommarbostäder som stått tomma under vinterhalvåret. Likaså bygger mycket av den allmänna diskussionen om "mögelhus" fall där människor uppgivit symtom som antagits bero mögelväxt lukt,

synlig mögelväxt, och där man vid en undersökning av byggnaden

påvisat sådan växt, sporer eller metaboliter ämnen som bildas vid mögelsvamparnas ämnesomsättning i luft.

När man försöker göra hälsomässigt relevanta kartläggningar av luftföroreningar av mikrobiellt urspnmg är metodproblemen mycket stora. Det har ännu inte säkerställts några exakta samband mellan antalet levande eller döda mikroorganismer eller deras produkter, och förekomst av besvär. Flera undersökningar visar ett samband mellan förekomst av bakteriella endotoxiner i inomhusmiljö och uppkomst av luftfuktarfeber toxisk pneumoni. Trots att det finns en mängd indikatorer på förekomst av mögel, såsom "synlig" växt, lukt, sporer i luften eller ämnesomsättningsprodulcter, saknar i dag exakta metoder for mätning av dessa indikatorer. Vi saknar också kunskap om hur mätresultaten ska tolkas. Vi vet inte heller hur representativa sådana mätvärden är för exponeringen under en längre tidsperiod, och eventuella mätningar av mögel eller indikatorer förekomst av mögel måste behandlas med försiktighet och uttolkas i samband med besvär, fukt eller vattenskador på byggnaden och inspektionen på platsen.

Sammantaget visar dagens kimskapsläge att problem med fuktiga

byggnader är en viktig riskfaktor för en ökad förekomst av luñvägssymtom av olika slag. Mekanismema för sambanden är ännu osäkra. Fukt och fuktskador i byggnader och förekomst symtom bör dock

av leda till åtgärder i avsikt att förbättra miljön.

100 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

Av ELIB-undersökningen framgår att 10 procent bostadshusen

av i landet har fuktskador på tak, vindar, i lägenheter och i källare

som bör åtgärdas omedelbart. Liknande resultat erhölls i studie

en av kontorsarbetare i Västerbotten Stenberg mfl. 1991. Där rapporterades att cirka 10 procent av de i studien ingående personerna uppgav att de hade fuktskador i hemmet och att cirka 4 procent uppgav synligt mögel i hemmet.

Socialstyrelsen har i sitt allmänna råd åtgärder mot mögel

om SOSFS 1984:19 rekommenderat att kraftig synlig mögelväxt och kraftig mögellukt bör bedömas som sanitär olägenhet. Detta gäller oavsett vilken typ av mögel det rör sig om. Socialstyrelsen har, på grund av att orsakssambanden är osäkra, avrått från att göra provtagning av sporer i luft. Onormal mögelförekomst, t.ex. synlig mögelväxt i en bostad eller unken mögellukt, ska enligt Socialstyrelsen föranleda en utredning för att ta reda om det rör sig om vattenskador läckage eller om för högt fukttillskott till inomhusmiljön i kombination med dålig ventilation. Specifik mögelanalys lämpar sig nuvarande stadium inte som underlag för beslut om åtgärder.

3.3.2 Byggmaterial och byggnadsrelaterade

hälsorisker

Hälsoeffekt: Beroende på materialet. Besvärsreaktioner

Känsliga grupper: Allergiker, överkänsliga

Gränsvärde: se gasformiga ämnen, radon

Utvecklingen har varit snabb under de senaste decennierna när det gäller byggnadsteknik, byggnadsmaterial och energiteknik. Från ett byggande präglat av en byggsäsong vår, sommar och höst, lång byggtid, hantverk, småskalighet och beprövade material, har utvecklingen gått till ett snabbt, mer industrialiserat "året-nmt-byggande" med nya tekniker och många nya material. Motsvarande utveckling har skett beträffande inredningsmaterial, inventarier och konsumentartiklar. Denna utveckling misstänks orsak till försämrad luftkvalitet

vara en och hälsoproblem i inomhusmiljön.

Föroreningar från byggmaterial kan avgå till inomhusluft bl.a. beroende på s.k. egenemission av flyktiga ämnen eller beroende på

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 101

materialpåverkan. Materialpåverkan orsakas t.ex. fukt- eller alkali-

av påverkan från betong. Egenernissionen avtar med tiden och minskar vanligtvis med cirka 60-70 procent under de första månaderna för ett nytt material. sex Detta innebär att egenemission främst är ett problem vid nybyggnad eller några månader därefter. De flesta byggnadsmaterial eller mindre av gaser och avger mer partiklar till inomhuslulten. En del dessa kan vara toxiska, allergena, av irriterade eller luktande. Mycket litet är emellertid känt när det gäller vilka enskilda föroreningar från byggmaterial som har grupper av

betydelse hälsosynpunkt. Ett undantag är formaldehydavgivning från

ur spånskivor och enskilda ämnen kan upphov till besvärande lukt, som ge t.ex. 2-etylhexanol från fuktskadade PVC-mattor. 2-etylhexanol är en

nedbrytningsprodukt ftalater, används som mjukgörare i plast.

av som Detta antyder att besvär kan uppkomma till följd av nedbrytning av material. Mjukgörare i PVC-plast ingår också i sådana material som plastfolie och våtrumstapeter. Tidigare användes PCB i fogt.ex. vilket kan medföra miljöproblem den dag huset rivs. massor, Vad däremot vet är att förekomsten av fukt i byggnader mer om både i luft och material riskfaktor för ohälsa. Ett exempel är - - är en kaseinhaltigt flytspackel användes mellan 1977 och 1983. Problem som med sådant flytspackel uppkom speciellt vid kontakt med fuktig

betong. Risken for fuktskador beor byggnadens utfomming. Fuktskador förekommer oftare i konstruktioner med plana tak och betongplatta mark med överliggande isolering. Vid användning plana tak blir av följdskadorna lätt stora även relativt små läckage. Man får t.ex. ofta av problem med isbildningar och sprickor i klimat med köld och snö. När det gäller materialpåverkan, genom fukt eller alkali, kan föroreningar pågå under lång tid. Fukt och alkali i betong emission av och avjärnningsmassa kan t.ex. medföra påverkan på lim och golvmaterial PVC och linoleum. Detta kan ge upphov till luktande och som irriterande ämnen i inomhusluften. Kunskapsbristen är dock stor när det gäller vilka enskilda föroreningar har betydelse från hälsosynpunkt som i det här sammanhanget. Troligen är materialpåverkan genom fukt eller alkali av större betydelse från hälsomässig synvinkel än materialens egenemission. Det är därför mycket viktigt att material inte utsätts för fuktpåverkan, att de skyddas från nederbörd samt att byggnaderna är tillräckligt torra innan ytbeläggningen appliceras.

102 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

Inomhusfärger

Inomhusfärger kan ge upphov till hälsoskadliga halter olika ämnen

av i inomhusluften. Lösningsmedel lacknafta

som påverkar nervsystemet och kan t.ex. ge huvudvärk.

De olika färger som finns marknaden kan delas i lösningsmedelsbaserade, vattenburna samt s.k. naturfärger. För att undvika höga halter organiska lösningsmedel är i dag flertalet

av

färgprodukter för inomhusbruk vattenburna s.k. latexdispersioner.

Vattenbuma färger för inomhusbruk kan dock innehålla till 10

upp procent organiska lösningsmedel. Normalt ligger dock halterna lägre. Det finns också en risk att vissa ñlmbildare, torkfördröjande medel, bindemedelsmonomerer, avspaltningsprodukter från oxidationstorkande bindemedel, mögelhärnmande ska avgå till

ämnen m.m., inomhusluften. Det är oklart vad dessa olika ämnen har för effekter på hälsan. Halterna i inomhusluften blir vanligtvis

ganska låga, men generellt avger de vattenburna färgerna föroreningar till luft under längre tid än vad lösningsmedelsbaserade färger gör.

När det gäller s.k. naturfarger kan flera de ärrmen ingår

av som vara problematiska för allergiker och överkänsliga upphov till

samt ge irriterande lukt, som t.ex. terpentin, limonen, bivax och olika ämnen som kan avdunsta när äggoljetempera och kaseinfärger torkar. Naturfärger torkar långsamt. Därför är det viktigt att de inte läggs i tjocka skikt, eftersom det kan försvåra genomtorkningen och mikrobiell tillväxt då kan uppstå.

En grupp av färger som är särskilt problematiska från hälsosynpunkt är kallhärdande golvlacker t.ex. epoxilacker och

som

polyuretanlacker. Den yrkesmässiga hanteringen är här hårt reglerad på

grund av allvarliga hälsorisker t.ex. allergier, lungpåverkan och

som irritativa effekter. För konsumentbruk finns endast varning på

en förpackningen till dessa produkter. Idag finns det dock andra produkter som har god kvalitet utan sådana risker.

Goda råd vid inomhusmålning är att använda så lite lösningsmedelsbaserade färger som möjligt, att ventilera och vädra, att helst måla sommartid, att inte låta små bam vistas i nyrnålade och att använda

rum skyddshandskar.

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 103

3.3.3 Gasformiga kemiska ämnen

Hälsoeffekt: Beroende ämne. Besvärsreaktioner

Känsliga Överkänsliga, allergiker grupper:

Riktvärden

-Oorganiska ämnen: kapitlet om utomhusluft

se -Organiska ämnen: formaldehyd: sanitär olägenhet: 250 ug/m3 -Övriga änmen: saknas Antal fall av astma och allergi: oklart Antal fall av annan överkänslighet: oklart

Oorganiska gasformiga ämnen kvävedioxid N 02 och ozon 03 som är irriterande för luftvägama. Gasspisar ger upphov till höga halter av kvävedioxid i bostaden, och flera epidemiologiska undersökningar har förhöjd risk för nedre luftvägssjukdomar hos barn i sådana påvisat en hem. Kvävedioxid och har betydelse för kemisk omvandän mer ozon

ling organiska flyktiga ämnen i inomhusluft. Uppmärksamhet måste

av därför speciellt riktas både från uteluft och från interna mot ozon, källor kopieringsapparater och laserskrivare. som Kolmonoxid CO, koldioxid C02 och ammoniak NH3 är ämnen intressanta att mäta i samband med utredningar byggnads som är av en funktion. Kolmonoxid kan indikera miljötobaksrök och trañkavgaser t.ex. intern spridning från garage och koldioxid kan visa på bristande ventilation. Ett mycket stort antal eller mindre flyktiga organiska gasmer fomiiga föroreningar förekommer i inomhusluft. Många av dessa kan under inverkan t.ex. höga yttemperaturer, ozon eller UVämnen av ljus omvandlas till andra ämnen vilka del är mycket reaktiva t.ex. av en aldehyder och fria radikaler och därför svåra att mäta. Av de organiska föroreningarna har intresset i första hand inriktats på de flyktiga, s.k. volatile organic compounds VOC och fonnaldehyd. Halten enskilda VOC eller totalhalten av VOC TVOC av varierar kraftigt i tid och Genomsnittsvärden för TVOC i svenska rum. bostäder och kontor uppgår vanligen till lO-l 500 ,ag/må Till exempel kan skalandet apelsin medföra att halten VOC under flera av en av timmar höjs med l00-tals rig/m Mer än 900 olika flyktiga organiska

föreningar har identifierats i icke-industriell inomhusluft. Exempel VOC som emitterats från byggnadsmaterial och förmodas kunna ha samband med besvärsreaktioner utgör 2,2,4-trimetl1ylpentanediol-1,3-

diisobutyrat TXIB, dodekylbensen, 4-fenylcyklohexen, styren och 2-

ethylhexanol från golvmattor och Z-aminoacetofenon från fiiktskadat flytspackel. Klart är att förekomsten indikerar fuktutlösta kemiska processer. Samband med hälsoeffekter är dock dåligt dokumenterade. Byggnadsmaterial har i vissa fall identifierats väsentliga källor som till VOC i inomhusluft se 3.3.2. Garage i direkt anslutning till bostaden kan vara en väsentlig källa till VOC. I t.ex. kontorsmiljöer kan spritpennor, vissa papperstyper framförallt kopieringsmen apparater vara dominerande källor till VOC. Andra källor är

rengöringsmedel, målarfärg, uteluñ fordonstrafik, matlagning,

läckage från kylanläggningar, kosmetik, människor, mikrobiell växt och tobaksrök. För många av dessa föroreningar, eller kombinationer VOC och av partikulära föroreningar, saknas mätmetoder. De vanligt förekommande mätmetodema av VOC och TVOC är inte standardiserade. Det man mäter och benärrmer VOC eller TVOC skiljer sig därför inte bara i kvantitativt utan även i kvalitativt hänseende vilka ämnen som uppmärksammas i olika undersökningar, beroende vilka metoder för uppfångning och analys använts. Därför är det svårt att som jämföra mätdata från olika laboratorier. En flyktig organisk förening som nonnalt inte räknas in bland dessa av skäl ärformaldehyd. Detta ämne är det bäst studerade av de organiska ämnena. Det är irriterande även i låga halter även

se

kapitel 2.3.8. Ett mycket stort antal källor till formaldehyd finns

normalt inomhus i form av spånplattor, möbler gjorda spånplattor,

av

kläder, tobaksrökning Formaldehyd liksom andra aldehyder kan

m.m. också bildas genom reaktion mellan vissa VOC och bl.a. ozon. Socialstyrelsen har fastställt ett riktvärde för sanitär olägenhet när det gäller förekomst av formaldehyd i inomhusluft SOSFS 1989: 13. Detta uppgår till 250 ug/m3. Lukt och irritationseffekter kan dock förnimmas hos känsliga vid lägre halter än så, till personer ner 10 ug/m3 hos särskilt känsliga individer. För övriga VOC saknas rekommendationer. De halter formaldehyd i dag uppmäts i ickeav som industriell inomhusluft ligger oftast klart under gränsvärdet. I bostadsbeståndet har uppmätts medelvärden 14 form- ;tg aldehyd/m3i småhus respektive 7 ,ug/m3 i flerbostadshus i Sverige och

ikontorsbyggnader 11-59 pcg/m3medelvärde 31 ug/m3. Avgasningen av formaldehyd blir förhöjd vid hög temperatur eller hög luñfuktig-

het. Fuktskadade material kan få väsentligt ökad avgasning. en

Halterna formaldehyd liksom andra aldehyder ligger oftast högre

av av inomhus än utomhus.

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 105

Totalhalten flyktiga organiska ämnen TVOC har tidigare ansetts vara ett mått luftens kvalitet i ett hälsoperspektiv. Ett mycket stort antal undersökningar har genomförts där man sökt samband mellan TVOC och sjuka hus-symtom SBS. I dessa har man funnit såväl positiva, negativa som inga samband alls. Det saknas i dag totalt sett epidemiologiska data som stöder att TVOC är ett hälsomässigt relevant mått. Denna slutsats stöds av en nyligen utförd litteraturgenomgång

IMM gjort på uppdrag Socialstyrelsen Berglund och Johanssom av son, 1996.

3.3.4 Terrniskt inomhusklimat

Hälsoeffekt: Besvär, obehag, reumatism, nedsatt

muskelfunktion, nedsatt motståndskraft

mot sjukdomar

Känsliga Äldre märmiskor

grupper:

Riktvärden för

sanitär olägenhet: 18 grader C

-

fuktinnehåll i inomhusluft 7 g vatten

-

per kg torr luft sammanhängande under

dygnet under eldningssäsong

relativ luftfuktighet inomhus 45

-

procent under eldningssäsong

En förutsättning för hälsa är att människan kan hålla en kroppstemperatur nära 37 ° C. Detta innebär att det måste vara balans mellan värmebildningen i kroppen och värmeavgången från kroppen till omgivningen. Värmeförlusten från kroppen måste vara lika stor som värmeproduktionen, armars skulle kroppstemperaturen ändras. En förändring av kroppstemperaturen 0,5 grader Celsius påverkar en människas hälsotillstånd.

Hur mycket värme och fukt märmiskor avger, påverkas dels av aktivitet och klädval, dels av lufttemperaturen, luftfuktigheten, omgivande ytors temperatur samt lufthastigheten drag.

De direkta hälsoeffekter som kan orsakas eller påverkas av låg temperatur och drag är bl.a. reumatism och nedsatt muskelfiuilction. Sådana besvär kan medföra minskad arbetsprestation och olycksfalls-

106 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

risk. För hög temperatur kan bl.a. ge upphov till illamående, trötthet och nedsatt prestationsförmåga. Indirekt kan brister i det termiska klimatet också ge upphov till nedsatt motståndskraft mot sjukdomar.

Merparten av de hälsoproblem som kan uppstå brister i

a. inomhusklimatet är dock sådant som mer är karaktären besvär och

av obehag. Besvär och obehag kan bl.a. upplevas vid låg eller hög

lufttemperatur, ojämn luft- eller strålningstemperatur, värmestrålning

till kalla ytor, luftdrag samt hög eller låg luftfuktighet.

Luftens absoluta fukthalt i Sverige, både inne och ute, varierar under året mellan ca l och 15 g/kg luft. Den relativa fuktigheten, dvs. förhållandet mellan vattenångans verkliga tryck i luften och vattenångans mättnadstryck vid samma temperatur, är vintertid låg inomhus

i Sverige. Mättnadstrycket är starkt avhängigt luftens temperatur.

av 100% relativ fuktighet motsvarar en absolut fukthalt av ca 1 g/kg luft vid -15 °C men 14,5 g/kg vid 20°C. Kall uteluft innehåller därför lite vatten även om den relativa luftfuktigheten är hög. När denna luft kommer i byggnaden och värms upp blir den relativa fuktigheten låg l g/kg luft motsvarar vid 20°C en relativ luftfuktighet av 7 procent.

I Norrlands inland ligger den relativa fuktigheten inomhus i månader i sträck mellan 5 och 20 procent i byggnader med låg intern fukt-

en generering, t.ex. kontor. Även i bostäder blir den relativa fukt-

som halten låg om byggnaden har en nonnenlig ventilation 0,35 l

per sekund och m2. Den viktigaste fuktkällan inomhus är människan som vid låg aktivitet avger ca 40 vatten/tim.

g

Klagomål på "torr luft" är ett aktuellt tema i geografiskt vitt skilda delar av världen med högst varierande klirnatbetingelser. Studier har visat att upplevelsen av "torr luft" oftare beror att luften är förorenad eller för än att luften är fysikaliskt "torr".

varm

Motstridiga resultat har erhållits i undersökningar luftvägs-

av infektioner under vinterförhållanden som funktion av inomhusluftens fukthalt Hög luftfuktighet inomhus under vintern klar riskfaktor

är en för tillväxt av kvalster och mikroorganismer och för förhöjda halter

av t.ex. formaldehyd. Låg luftfuktighet har inte visats vara en riskfaktor i samband med utveckling av allergi. Luftfuktare såsom de används i praktiken, dvs. som inte sköts minutiöst, är däremot klar riskfaktor

en

för växt av mikroorganismer och för SBS-symtom.

Socialstyrelsen har i Allmänna råd 1988:2 meddelat rekommendationer om termiskt inomhusklimat. Man har bl.a. rekommenderat att den operativa temperaturen bör ligga mellan 20 och 24°C. Om den operativa temperaturen inomhus är lägre än l8°C bör förhållandena anses utgöra sanitär olägenhet.

I Allmänna råd om ventilation i bostäder mil. lokaler SOSFS

1989:51 har Socialstyrelsen rekommenderat att om luitñiktigheten i

bostaden/lokalen som medelvärde överstiger 7 vatten kg torr luñ

g per

sammanhängande under dygnet under eldningssäsong, eller överstiger 45 procents relativ fuktighet, så bör förhållandena bedömas som Sanitär olägenhet. Ett annat kriterium för sanitär olägenhet som anges är om omfattande kondensbildning uppstår fönstrets insida.

3.3.5 Lätta luftj oner

Hälsoeffekter: belagda

Luftjoner bildas av neutrala molekyler vid inverkan av joniserande strålning. Utomhus är produktionen av joner närmast konstant, åtminstone inom region. Jonkoncentrationen är där en indikator

en föroreningsnivån. I förorenade områden är koncentrationen mycket låg mot att i lantliga, rena miljöer normalt ligga mellan 700 och 1 000 joner/cm Koncentrationen av joner inomhus bestäms av förekomsten av joniserande strålning framför allt radon, laddade ytor och partikelhalten föroreningsgraden. I luft är andelen positiva luftjoner något

ren större än andelen negativa. I förorenad luft blir andelen positiva joner större. Ventilationen har marginell betydelse för halten av lätta luftjoner inomhus.

Det finns omfattande litteratur om lätta luftjoners betydelse för

en hälsan. Vad är otvetydigt är att laddade partiklar avsätter sig

som första yta med motsatt laddning vilket är funktionen hos ett elektrofilter, dvs. jonisering har en svag partikelrenande effekt. I den mån den yta som partikeln avsätts är mänsklig hud eller slemhinna är effekten negativ. Den luñzrenande effekten av jonisering är mycket svag jämfört med vad som uppnås vid användning av konventionella partikelfilter eller elektrostatiska filter.

Joners betydelse för förekomsten SBS eller allergiska besvär är

av undersökt i en stor mängd studier. Slutsatsen av dessa är att det saknas bevis för att jonkoncentrationen har betydelse i sammanhanget.

3.3.6 Kvalster

Hälsoeffekt: Allergi, astma, överkänslighet

Känsliga grupper: Allergiker, överkänsliga

Riktvärde för Relativ luftfuktighet inomhus "sanitär olägenhet": 45 procent under eldningssäsong

satt med tanke på risken för

kvalstertillväxt

Antal exponerade: 40-50 procent av befolkningen

Antal kvalsterallergiker: 2-3 procent av barn och ca l

procent av vuxna.

Kvalsterallergi är ett stort globalt problem, framför allt när det gäller astma. Det börjar bli ett betydande problem även i Sverige, framför allt

hos boende i fuktiga bostäder.

Husdammskvalster förekommer i en majoritet av bostäderna i södra Sverige men är sällsynt i de nordligaste delarna. Husdammskvalster är vanligare i småhus än i flerfamiljshus Wickman m.fl. 1991. Den största förekomsten finns i enplans-småhus. Skillnaderna i kvalsterförekomst följer skillnader i luftfuktighet och ventilation. Kvalster förekommer främst i sängmadrasser, som erbjuder lämpligt klimat och

föda hudepitel från människa. Husdarnmskvalster-allergen finns i

relativt stora partiklar som endast håller sig svävande i luft kort tid. Den väsentliga exponeringen sker därför då man ligger i sängen i direkt anslutning till allergenkällan och då man bäddar sängen.

Kvalstersensibilisering i Sverige utgör det kanske tydligaste

exemplet på ett hälsoproblem orsakat av förändringar i den byggda miljön. Konstaterad sensibilisering mot husdarnrnskvalster och frekventa besvär hos en person indikerar tillväxt av kvalster i framför allt den personens säng. 2-3 procent av barn Bråbäck m.f1. 1994 och cirka l procent av vuxna Björnsson m.fl. 1995 har kvalsterallergi. Kvalsterallergi är starkt kopplad till framför allt astma, men även till eksem Tan m.fl. 1996.

Förrådskvalster har framför allt ansetts vara ett problem för jordbrukare. Senare studier tyder på att de även förekommer i inte oväsentlig grad i t.ex. bostäder.

Socialstyrelsens rekommendation om att fukthalter överstigande 45 procent relativ fuktighet under eldningssäsongen SOSFS 1989:5 l bör

anses som sanitär olägenhet, är huvudsakligen grundad på att hus-

darnmskvalster har svårt att överleva vid fukthalter under 45 procent. Senare undersökningar tyder på att man i Sverige bör ha relativ

en fuktighet på under 35 procent för att minimera risken för kvalstertillväxt.

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 109

3.3.7 Husdjur

Hälsoeffekt: Allergi, överkänslighet, smittspridning

Känsliga Allergiker, överkänsliga

grupper:

Gränsvärde: Saknas

Antal exponerade: l princip alla

Antal allergiker: Ca 250 000 barn är sensibiliserade och 60-

100 000 barn har djurallergi. Uppgifter för

vuxna saknas.

Husdjur, t.ex. katter, hundar och förekommer hos ungefär

gnagare,

barnfamilj i Sverige. Djurallergi förekommer hos 60-80 varannan procent barn med astma och hos än vart tredje barn med

av mer allergisk Drygt 20 procent av de allergiska barnen har husdjur

snuva. hemma och 5-10 procent dem rider. Samtliga pälsbärande husdjur

av utan undantag är allergena, dvs. sprider allergiframkallande ämnen från bl.a. hud, päls, saliv och urin. Motsvarande gäller fåglar. Burfåglar ger även risk for allergisk reaktion i lungoma, så kallad burfågel-

en annan lunga Det vanligaste husdjuret i Sverige är katt, följt av hund, gnagare och burfåglar. Antalet hundar och katter uppskattas till ca 800 000.

Många allergena ämnen, som t.ex. "kattallergen", är egentligen en blandning flera olika allergen. Ofta finns det vissa allergen som

av många människor på. Kattens allergen håller sig mycket länge

reagerar svävande i luften eftersom det är kopplat till små partildar. Så småningom fäster allergenet på väggar och textilier men sjunker även

och blandar sig i golvdammet. Det kan föras med i kläderna och ner

t.ex. i samband med aktivitet. Beträffande hundallergen senare avges, har ännu inte fastställt spridningssätt och spridningsvägar.

man Djurallergen finns generellt dock små partiklar som håller sig svävande i luft under lång tid till skillnad från kvalsterallergen.

I hem med hund eller katt finns l-l 000 ;tg allergen per gram fint damm Munir mfl. 1994. I allmänna lokaler som skolor och kontor är halten katt- och hundallergen i ñnt damm ofta i nivå med vad som finns i hem med djur. Allergen förs med från hemmet till allmärma miljöer i t.ex. kläder och hår. Halterna i damm är oftast högre i rum med textila

110 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

golv. Ganska höga halter finns även i allmänna transportmedel tåg

som och bussar.

Akvariefiskar och reptiler ha låg förmåga att framkalla allergi

anses men deras föda röda mygglarver, gnagare kan utlösa allergibesvär liksom alger i akvarier kan fara för sensibilisering Eriksson,

utgöra en Schou, 1992. Kackerlackor, liksom många andra småkryp, kan medföra allergiska besvär. Beträffande många av dessa kryp är kunskapen dock otillräcklig. Pälsar kan innehålla allergen och vara

allergenreservoarer.

Klara samband är visade mellan tidig exponering, i spädbamsåldem, och senare sensibilisering för husdjur. Sensibiliserade kan få akuta besvär även vid indirekt exponering för djur. Exponering för låga doser av allergen medför ökad luftrörskänslighet Ihre, Zetterström 1993. Nivåema av allergen i allmärma lokaler skolor och barnstugor är

som ofta tillräckliga för sensibilisering och för akuta besvär hos den redan sensibiliserade. Tidig exponering barn pälsdjur i hemmet bör

av genom alltså undvikas, speciellt om familjen har anlag för allergiutveckling Rylander mfl. 1993; Lindfors mfl. 1995.

Vissa husdjur kan också orsaka spridning smitta t.ex. salmo-

av som nella från kräldjur och fåglar samt papegojsjuka från fåglar.

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 1 1 1

3.3.8 Miljötobaksrök

Hälsoeffekt: Astma, allergi, överkänslighet, infektio-

ner bland bam, cancer, hjärt-kärlsjukdom

Känsliga grupper: Barn, allergiker, överkänsliga Riktvärden för Sanitär olägenhet: En ökning kolmonoxidhalten med 2 av toppvärde till följd av tobaks ppm som rökning endast enstaka tillfälle Principiellt rökförbud i offentliga lokaler, skolgårdar samt rätt till en rökfri m.m., arbetsmiljö enligt tobakslagen

Antal exponerade: ca 20 procent av befolkningen exponeras dagligen for tobaksrök i sin bostad cirka 2 miljoner människor.

Antal cancerfall: 40-80 lungcancerfall per Antal döda i ärt-kärl-

sjukdomar till följd av miljötobaksrök: några hundra per

Miljötobaksrök är den väsentligaste av de kända luftföroreningama i inomhusmiljö. Tobaksrök är en komplex blandning av mer än 4 000 ämnen. I röken finns bl.a. giftiga eller irriterande ämnen i gasform som kolmonoxid, formaldehyd, akrolein, bensen och kväveoxid. Vidare ingår ämnen i partikelform, t.ex. betanaftylamin och polycykliska aromatiska kolväten benspyren. Mer än 40 ämnena i röken har som av visats cancerframkallande. Många ämnen förekommer i högre vara koncentrationen i sidoröken dvs. den rök som går direkt från glöden ut i rumsluften än i huvudröken dvs. den rök som rökaren inhalerar. Bam som utsätts for miljötobaksrök får fler luftvägsinfektioner av typen lunginflammation eller bronkit och behöver oftare sjukhusvård än bam som inte exponeras. Risken för inflammation i mellanörat ökar sannolikt hos barn med ca 50 % om båda föräldrarna röker Law, Hackshaw, 1996. Pipande/väsande andning noteras oftare hos barn, framför allt spädbarn, som utsätts för miljötobaksrök. Många men inte alla barn med attacker pipande/väsande andning vid förkylningar får så av

småningom astma. Exponering för miljötobaksrök de

är en av väsentligaste faktorerna som skiljer bam utvecklar astma från de

som bam som slutar att få attacker med pipande/väsande andning före fem års ålder. Det beräknas att 20-30 % av astma hos bam beror på miljötobaksrök Rylander mfl. 1993.

Två av tre barn med astma upplever att de får astrnabesvär

av miljötobaksrök. Även för är det visat astmatiker påverkas

vuxna att kraftigare än andra av exponering för miljötobaksrök. Cirka en av sex astmatiker har påvisats få signifikant sänkt andningskapacitet vid

en

exponering för miljötobaksrök. Över huvudtaget med atopi,

är personer kronisk bronkit, lunginflammation eller bihåleinflammation

mer känsliga för miljötobaksrök.

Miljötobaksrök kan i princip förväntas medföra samma slag

av sjukdomsrisker som aktiv rökning. Eftersom exponeringen är väsentligt mindre än vid aktiv rökning är de förväntade riskökningarna dock ofta av en sådan storleksordning att det krävs mycket stora epidemiologiska studier för att säkert påvisa dem.

Ett orsakssamband mellan miljötobaksrök och lungcancer har påvisats i många undersökningar Law, Hackshaw 1996. Risken för lungcancer beräknas öka med åtminstone 20 % hos icke-rökare

en som utsätts för miljötobaksrök. Socialstyrelsen har i sin nationella folkhälsorapport 1994 bedömt att 40-80 fall av lungcancer årligen beror på miljötobaksrök.

Passiv rökning anses också ha ett klart samband med ärt-kärlsjukdom Steenland 1992, vilket har större betydelse från folkhälsosynpunkt även om risknivån är lägre. Data är här mer svårtolkade, bl.a. beroende att mekanismerna for sambandet mellan rökning och kärlsjukdom är mer ofullständigt kända än i fråga om cancer. l Socialstyrelsens folkhälsorapport 1994 uppskattas dock att miljötobaksrök har samband med flera hundra dödsfall årligen.

Sammantaget är riskerna med miljötobaksrök tillräckligt stora och väl visade för att motivera förbud eller begränsningar mot rökning i offentliga miljöer och arbetsplatser, liksom infonnationsinsatser för att avråda människor från rökning i hemmet eller överhuvudtaget inomhus av hänsyn till andra.

En tobakslag, vars syfte bl.a. är att skydda människor för miljötobaksrök, infördes 1993. Lagens skärptes 1994 så att det bl.a.

nu råder förbud mot rökning i offentliga lokaler. Vidare infördes rätt till rökfri arbetsmiljö för den önskar det.

som

3.3.9 Processer, hanteringar, växter

I många lokaler aktiviteter och hanteringar dominerande

är processer, föroreningskällor. Utöver tobaksrökning, har bl.a. matlagning och hobbyverksamhet i hemmet, pappershantering, kopieringsapparater och laserskrivare kontoret. Speciellt kopieringsapparater och laserskrivare, även pappershantering, kan avsevärt bidra till halten av

men irriterande ämnen i luñen. I kontorsmiljöer är kopieringsapparater den kanske största riskfaktom för besvär Sundell 1994. Inom skolan förekommer även verksamheter av hantverksmässig och industriell typ, som trä- och metallslöjd, skolkök, kernilaborationer m.m. Till skillnad från inom det arbetslivet har man inom skolan sällan tillfreds-

vuxna ställande ventilationstelouiska anordningar av typ dragskåp eller punktutsug för att omhänderta de föroreningar alstras i sådan

som verksamhet. Även där har t.ex. punktutsug inom skolan är

man anordningen ofta av undermålig kvalitet.

Vissa växter som odlas inomhus kan medföra sensibilisering och besvär for allergiker. Björkris även torrt kan avge allergen. Blommande växter pollen via damm kan besvär och bladväxter

avger som ge

t.ex. benjaminfrkus är ett problem Axelsson 1995. Av atopiker

som är 5-10 procent sensibiliserade mot sådana fikusar Axelsson mfl. 1987. Även källor till irriterande ämnen spelar växter inomhus

som stor roll.

114 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

3 .3. 10 Ventilation

Hälsoeffekt: Besvär, allergi, överkänslighet indirekt bl.a.

genom att koncentrationen av hälsofarliga

ämnen ökar och att lufttemperaturen ökar

Känsliga grupper: Allergiker, överkänsliga

Riktvärden för

Sanitär olägenhet: luftflöde: 0,35 l/s m2 golvyta även

- per

minimivärde för bostäder enligt Bo-

verkets byggregler

koldioxidhalt: 1000 ppm

-

luftomsättning i daghem: tre omsättning-

-

ar per timme

Antal exponerade: Ca 5 miljoner människor bor i bostäder som

inte uppfyller ventilationsnonnen.

Minst hälften skolor och bamstugor har

av

dålig ventilation.

Den kanske väsentligaste hälsorelaterade byggnadsfaktom är ventilationen. Med ventilation av byggnad avses normalt utbyte av förorenad luft mot "frisk" luft utifrån. Tekniken att åstadkomma detta luftutbyte

varierar från äldre byggnaders självdragsventilation via fläktstyrd

frånluftsventilation till dagens system med både fläktstyrda till- och frånluftssystem. Utvecklingen från självdragsventilation till moderna fläktstyrda system har nödvändiggjorts av ändringar i byggnadsteknik, bl.a. genom att husen har blivit tätare och mer välisolerade och den

pga. arkitektoniska utfommingen. Utvecklingen har gått snabbare för byggnader med större belastning, skolor och kontor.

som

Från att tidigare ha byggt smala flerbostadshus med möjlighet att ha alla hygienutryrnmen vid fasad, försedda med öppningsbart fönster, övergick man till att bygga bredare byggnader med mörkt belägna hygienutrymmen. Detta medförde att krav snabbt ställdes förbättrad, dvs. fläktstyrd, ventilation. På motsvarande sätt har dagens energisnåla "täta" byggnadssätt medfört att även enbostadshusen förses med

nu fläktventilation.

Fönstervädring är ett effektivt sätt att snabbt förbättrad lutt-

en kvalitet inomhus. Om man öppnar ett fönster på vid gavel kan lultutbytet uppgå till 300 m3/tim vid låg vindhastighet ute 3 m/s.

en

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 1 15

Ordnar man korsdrag blir luftutbytet ännu större. Mycket tyder att fönstervädringen har minskat i omfattning, t.ex. i skolor och bostäder. Vissa byggnader har också under de senaste decennierna utrustats med fasta, öppningsbara fönster.

Flödet av uteluft i det svenska bostadsbeståndet har kartlagts i en rikstäckande undersökning ELIB, rapport nr 7. Enbostadshusen har i medelvärde 0,24 liter per sekund och kvadratmeter golvarea, flerbostadshusen 0,35

Dessa värden kan jämföras med kraven i nybyggnadsreglema som sedan 1977 varit 0,35 liter uteluft per sekLmd och kvadratmeter golvarea, ett värde som motsvarar 0,5 "luñomsätmingar" per timme vid normal takhöjd. Socialstyrelsen har också i sitt Allmänna råd 1989:5 1 om ventilation av bostäder mfl. lokaler, bedömt att luftomsättningar under 0,5 omsättningar per timme bör bedömas som Sanitär olägenhet.

Utöver det totala uteluftflödet i bostaden är ventilationen i speciellt sovrummen av intresse. Det är visat att i bostäder med enklare typ av ventilation så kan ventilationen i enskilda sovrum avvika avsevärt från ventilationen av bostaden totalt sett. Sålunda blir ventilationen i sådana

med stängd dörr och stängt fönster ofta nära noll. Det resulterar i rum COZ-koncentrationer, till följd av personers andning, nära det hygieniska gränsvärdet for industriella arbetsplatser, som ligger på 5 000 ppm. Detta värde ligger långt över Socialstyrelsens riktvärde på l 000 ppm för sanitär olägenhet SOSFS 1989:51. Motsvarande höga C02-värden mäts ibland även i barnstugor och skolor, men mycket sällan i

upp kontor.

Till skillnad från för bostäder ligger den faktiska ventilationen av kontorsbyggnader oftast långt över kraven i Boverkets nybyggnadsregler. Trots detta har redovisats ett samband mellan uteluftflödets storlek och symtom av typen sjuka hus-sjukan. Ventilationen i skolor och barnstugor ligger generellt sett långt under nivån kontor. Allergiutredningen SOU 1989:77 bedömde att ca 75 procent av landets skolor hade bristfällig ventilation. Studier som visar den hälsomässiga konsekvensen av detta har inte genomförts.

Byggnader har generellt sett blivit tätare med lägre inläckage av uteluft som följd. Därför är man nu mer beroende av en god funktion hos den styrda ventilationen Erfarenheterna från många utredningar av misstänkt "sjuka hus" samt studier av ventilationens funktion visar att många installationer inte fungerar avsett sätt. Riksdagen har därför 1991 beslutat om att införa en obligatorisk funktionskontroll

av ventilationen av byggnader. Kontrollen omfattar inte småhus med enbart mekanisk frånluft samt älvdragsventilation. En uppföljning av ventilationskontrollen som Boverket slutförde 1994 visade att

sex av tio kontrollerade ventilationssystem har resulterat i föreläggande om

åtgärder.

33.11 Partiklar, damm, städning och

rengöring

Hälsoeffekt: Besvär, irritation, smittspridning, allergi,

överkänslighet

Känsliga grupper: Allergiker, överkänsliga

Partiklar/damm

Den viktigaste källan till partiklar inomhus är tobaksrökning. En annan viktig källa är öppen förbränning i t.ex. fotogenkamin eller avgaser från dieseldrivna fordon. I bostäder utan rökare är ofta koncentrationen av partiklar lägre inomhus än utomhus. Aktivitetsnivån är dock mycket viktig. Inte minst lekande barn kan göra att darnmkoncentrationen stiger kraftigt.

Partiklamas storlek och tyngd avgör hur länge de förblir luftburna. För partiklar av 100 um tar det ca 2 sekunder att falla l m, för en 10 partikel ca 3 minuter, för en 1 um partikel 4 timmar och för en

,um 0,1 ;im partikel 6 dagar förutsatt att partiklarna har samma täthet.

I rum med ventilation och människor som rör sig förblir partiklar av storleken några um och mindre luftburna, dvs. partiklar storlek

av en som når djupare ned i luftvägarna inandningsbara partiklar. Dessa partiklar rör sig med luften.

Elimination av sådana kan främst ske med hjälp av ventilation och filtrering. Tyngre partiklar faller och deponeras på ytor. De elimineras med städning. Pollenkom har oftast en storlek av ca 10-100 um, partiklar med kvalsterallergen 10-40 um, mögelsporer oftast 2-8 um, kattallergen l-l0 om, bakterier 0,5-5 um, virus 0,5 um och tobaksrök 0,01-0,1 um. Partiklar med en storlek under l um utgör normalt 99,9 % antalet partiklar i rumsluft, och deras massa utgör 30%

av ca av den totala massan.

Partiklars rörelse i luften påverkas också av deras laddning och förekomsten av elektriska fält. För partiklar upp till ca l um har dessa faktorer stor betydelse för exempelvis partikeldeponering på hud, medan luñrörelser avgör deponeringen för större partiklar.

Kunskaperna om betydelsen av partiklar i inomhusluft är bristfälliga, förutom när det gäller inverkan av miljötobaksrök exponering för tobaksrök, "passiv rökning" och vissa allergen. Inget motsäger dock att en förhöjd partikelhalt i luft medför en ökad belastning på luftvägarna, samtidigt som partiklarna kan vara bärare av specifika

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 1 17

irriterande och allergena ämnen. Partikelhalten i luft bör därför hållas låg. Man bör lägga stor vikt vid god städning och god ventilation, inklusive god filtrering av tilluft.

Konventionella partikelfilter i moderna tilluftsinstallationer, av typen fmfilter, avskiljer i stort sett alla partiklar större än 2 um. I samband med fuktutfällning och bristande skötsel föreligger dock risk för mikrobiell växt i filter. I sådana fall kan halten av mikrobiella partiklar större efter än före filtreringen.

vara

Rumsluftrenare för partiklar och damm har testats i flera undersökningar. Många dessa s.k. luftrenare är undennåliga, i synnerhet

av de riktigt billiga. Dyrare apparater med ett högt luftflöde har ofta en god partikelrenande effekt. Elektrostatfilter, som kan ha en god

partikelavskiljning, ofta speciellt efter tids användning.

avger ozon, en Sådana filter bör utförda ett sätt garanterar att ozon inte

vara som kan avges.

Städning och rengöring

Städning och rengöring för bort potentiellt luftbuma föroreningar från ytor i byggnaden. Rengöring invändiga ytor har därför betydelse för

av de hygieniska förhållandena inklusive luftens kvalitet i en byggnad. Städnivån har sjunkit under de senaste decennierna i bostäder, skolor och allmänna lokaler. I offentliga lokaler som skolor är t.ex. tvätt av gardiner sällsynthet. Städning av offentliga lokaler sker i dag

en närmast uteslutande under dagtid, dvs. under pågående verksamhet, vilket medför ökad risk för besvär hos känsligare personer.

För textila golv är dammsugning den metod som används för ordinarie städning. Dammsugning med konventionella äldre damm-

medför ökning dammnivån i rummet eftersom det sugare en av finkomiga dammet 0,5-1 inte fångas av dammsugarens filter

um

samt beroende att dammsugningen i sig medför att dammet virvlas

vid all aktivitet. Med centraldamrnsugare eller nya

upp liksom

portabla dammsugare med effektiva partikelfilter får man något

mer lägre dammhalter i luften.

Textila golv blev vanliga från mitten av 60-talet. De liksom andra material med stor specifik yta är ofta sig inte särskilt förorenande men blir det grund av att de är närmast omöjliga att hålla rena. De utgör depåer för smuts och föroreningar. Det är visat i studier av damm från golv i skolor att textila golv innehåller betydligt mer damm än hårda golv samt att detta damm innehåller mer mikrobiellt och allergent material. Textila golv städas också mindre ofta än andra golv eftersom smutsen inte är lika tydlig.

118 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

En förmodligen väsentlig förändring boendehygienen skett

av som under de senaste decennierna är det minskade bruket vädring av av sängkläder. Något som för tidigare generationer självklart, var nämligen att hänga sängldädema i fönstret, är i dag sällsynt. Betydelsen av detta för dagens ökade kvalsterförekomst har inte närmare m.m. studerats. Socialstyrelsen har i sitt Allmänna råd städning i skolor, om förskolor, fritidshem och fritidsgårdar SOSFS 1989:46 rekommenderat att "För barn eller personal med allergi/överkänslighet, vilka stadigvarande vistas i lokalerna, samt i förebyggande syfte, bör daglig våttorkning göras i dessa lokaler för att sanitär olägenhet inte ska anses föreligga." Målet för städverksamheten är enligt Socialstyrelsen att barn och personal ska kunna vistas i lokalerna utan att förorsakas några

olägenheter på grund av bristfällig städning.

Nya städmetoder synes vara minst lika effektiva våttorkning som och tillför inte heller fukt som kan leda till mikrobiell växt och kemiska processer. Revidering av Socialstyrelsens allmänna råd pågår.

3.3.12 Radon

Kritisk effekt: Lungcancer Riktvärde för Sanitär olägenhet: 400 Bq/m3

Vid nybyggnad: 200 Bq/m3 Genomsnittlig

exponering: 108 Bq/m3 Antal exponerade för mer än 400 Bq/m3: 200 000-400 000 personer Antal lungcancerfall/år: 400-900

Radon är en radioaktiv bildas naturligt i berggrunden gas som genom sönderfall av uran. Eftersom lutttrycketi allmänhet är lägre inomhus än utomhus kan radonet i hus är byggda direkt marken, sugas som genom rörgenornföringar i betongplattan samt sprickor och hål i husgrunden. Rum i källarplanet kan därför få högre radonhalter än rum högre i huset. Vissa bergarter skiffrar och graniter innehåller upp som mer uran än andra. Hur mycket radon sipprar till markytan och som upp

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö l 19

i huset beror dock främst markens genomsläpplighet. Hus byggda rullstensåsar är särskilt utsatta, medan lerlager skyddar mot gasen. Vissa byggmaterial, i Sverige speciellt s.k. blåbetong som innehåller alunskiffer, innehåller naturligt höga radiumhalter och kommer därför radongas till inomhusluften. att avge Djupborrade brunnar kan innehålla radon, som delvis avgasas till luften inomhus. Problemet med radon i dricksvatten behandlas i kapitel 4.2.

Hälsorisker med radon

Hälsoriskema med radon sammanhänger ,främst med att radonet sönderfaller vidare till s.k. radondöttrar. Radondöttrarna kommer mycket snart att fastna på darnmpartiklar i luften. Vid inandning kommer del dessa radioaktiva partiklar att starma i luftvägama. en av Radondöttrarna utsänder s.k. alfastrålning, som har hög energi men kort räckvidd. Detta gör att epitelcellema närmast de radioaktiva partiklarna är de i forsta hand kan skadas strålningen. Partiklarsom av kan transporteras från luftvägama och sväljas. Endast några na upp procent den totala effektiva dosen når dock andra organ. Halveringsav tiden för bestrålning lufrvägsepitelet efter inandning av radondöttrar av är ungefär 30 minuter. Det är väl känt att alfastrålning inducerar mutationer och andra DNA-skador, och att radon lungcancer har visats både i djurförsök ger

och i epidemiologiska studier.

Den mesta informationen härrör från studier på gruvarbetare, men på har också effekterna radon i bostäder studerats. Den senare av största och mest informativa studien hittills är en svensk landsomfattande fall-kontrollstudie omfattande 1 360 lungcancerfall. Radonmätningar gjordes i nära 9 000 hushåll. Resultaten visade ett dosrelaterat samband mellan radonhalt i bostaden och lungcancerrisk. Den andel lungcancerfall i Sverige kan hänföras till radon i bostäder som beräknades till 15 %, vilket motsvarar 400 fall år. En uttalad ca per samverkan sågs mellan radon och rökning, vilket innebär att huvuddelen de radonrelaterade lungcancerfallen inträffar bland rökare av Pershagen mfl. 1993, 1994. Dessa 400 lungcancerfall per är lägre än de 900 fall per som

Strålskyddsinstitutet anger SSI 1994. Denna riskuppskattning bygger

främst studier av lungcancer hos gruvarbetare och överensstämmer med internationella strålskyddskommissionens ICRP bedömning.

120 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

Gränsvärden

Det svenska riktvärdet för Sanitär olägenhet är 400 Bq/m3 Socialstyrelsen SOSFS 1993:25. I denna författning ändrades endast det tidigare gränsvärdet som var uttryckt i halten radondöttrar 200 Bq/m3 till motsvarande mängd radongas. Den konsekvensutredning som gjordes inför Socialstyrelsens Allmänna råd 1990:5 ledde fram till en halvering av det tidigare gränsvärdet. Man ansåg sig inte kunna sätta gränsvärdet lägre än vad som gjordes, framför allt eftersom det finns ca 40 000 s.k blåbetonghus i landet skulle bli mycket dyrbara att som åtgärda. För andra hus kan relativt enkla åtgärder sänka radonbidraget från mark så att halter under gränsvärdet kan uppnås. Gränsvärdet för radongas vid nybyggnad är 200 Bq/m3 Boverket BFS 1993:57. Detta är en omräkning och avrundning uppåt det av gamla gränsvärdet för radondöttrar på 70 Bq/m3. Det gamla gränsvärdet var satt vid halt bedömdes rimlig praktisk och en som ur ekonomisk synpunkt. Det gränsvärdet är visserligen efter omräknya ning högre, men kräver enligt Boverket byggnadstekniska samma åtgärder som om gränsvärdet vore t.ex. 140 Bq/m3. I Sveriges 4,1 miljoner bostäder finns 1,9 miljoner i småhus och 2,2 miljoneri flerbostadshus. Enligt den tidigare nämnda ELIB-rapporten så är halten av radongas högre än gränsvärdet 400 Bq/m3 i 70 000- 120 000 småhus och 20 000-80 000 lägenheter i flerbostadshus. Detta innebär att 200 000-400 000 människor bor i bostäder över gränsvärdesnivån. Gränsvärdet vid nybyggnad, 200 Bq/m3, överskrids i 400 000-460 000 bostäder. Av de bostäder uppskattas ligga över som 400 Bq/m3 hade 1993 ca 35 000 spårats och 15 000 åtgärdats. Ca 60 % av de åtgärdade bostäderna har inte medfört nivåer lägre än 200 Bq/m3. SSI 1993. Strålskyddsinstitutet lade 1993 fram plan för hur en lungcancerriskema med radon kan minskas.

Slutsatser

Sammanfattningsvis konstateras att cancerriskema med radon i bostäder är avsevärt högre än vad accepteras för joniserande som strålning i andra sammanhang. Risken med radon i bostäder beräknas årligen motsvara i genomsnitt dos 2 millisievert mSv SSI en 1994. Detta innebär att många människor får betydligt högre stråldoser än så från radon.

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 121

3 .3. 13

Smittspridning

Smittspridning i förskolor

I många länder finns i dag övertygande bevis för att bam i kollektiv barnomsorg drabbas av fler infektioner än barn som vistas hemma. Minst 90 procent av sjukfrånvaron från daghem orsakas av infektionssjukdom Petersson, Håkansson 1989, Pönkä m.fl. 1991. Nästan utan undantag är det de yngsta barnen drabbas hårdast. De får flest

som infektioner, är ofta påverkade och svårbedömda i samband med

mer sjukdom och är i högre grad bärare sjukdomsframkallande virus och

av

luftvägsbakterier än äldre bam.

Bland daghemsbam under tre års ålder har man påvisat en över-

sjuklighet övre luftvägsinfektioner 2-3 gånger jämfört med barn

av

vistas hemma. Studier om samband mellan infektionssjuklighet som och inomhusmiljöfaktorer är sparsamt förekommande.

För att närmare studera och hur man kan minska förekomsten

om

infektioner hos daghemsbam har Socialstyrelsen hösten 1995 av inrättat arbetsgrupp. Denna grupp har gjort en litteratursammanställ-

en ning summerar dagens kunskap med att kollektiv barnomsorg

som i dag kanske är den viktigaste yttre faktorn för en ökad förekomst av luftvägsinfektioner bland förskolebarn i de industrialiserade västländema. De minsta barnen drabbas mest och en relativt liten andel särskilt infektionskänsliga bam står för en stor del av översjukligheten. Problemet verkar vara ett resultat bl.a. av att många barn vistas på liten yta, förhållandevis lite utevistelse samt brister i vardagliga hygienrutiner. Socialstyrelsens arbetsgrupp beräknas vara klar med sitt arbete hösten 1996. Arbetsgruppens rapport avses ligga till grund för rekommendationer om förebyggande åtgärder i barnomsorgen.

Legionella

Begreppen legionella och legionärssjuka uppkom 1976 då en epidemi

lunginflammation bröt ut bland krigsveteraner på konferens i av Philadelphia, USA. 182 av deltagarna insjuknade och 29 personer dog. Sjukdomen befarms vara orsakad av en bakterie som gavs namnet Legionella. Utbrott har också förekommit i Sverige, tre större utbrott har uppmärksammats under åren 1978-1992. Mellan 25 och 50 fall av legionella rapporteras varje år i Sverige. Risken för smitta förekommer vid inandning vattenaerosoler som innehåller legionellabakterien.

av

122 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

Risken är störst vid duschar, bubbelpooler och andra liknande anläggningar där det finns risk för bildning av vattenaerosoler.

Tillväxten av legionellabakterien är beroende främst vatten-

av temperaturen. Den lever i vatten med en temperatur O-50°C, med en optimal temperatur 37 °C. Bakteriens livslängd beror vattnets temperatur. Vid 50°C dör den efter några timmar och vid 60°C efter några minuter.

Legionellabakterien är vanligare i vattensystem till sjukhus, hotell och större förvaltningsbyggnader än i bostäder. Orsaken till detta är att det ofta komplexa ledningsnätet i större byggnader kan innebära långa uppehållstider för vattnet i nätet, vilket bidrar till bakterietillväxt.

Det är därför viktigt att varmvattentemperaturen är tillräckligt hög i vattensystemen. Boverket har i sina byggregler ställt kravet att temperaturen varmvattnet ska vara minst 50°C vid tappstället och 60°C i varmvattenberedaren. Socialstyrelsen rekommenderar också dessa värden i Meddelandeblad om Legionella nr 13 1993, och lyfter särskilt fram betydelsen av att man uppnår dessa temperaturer i sjukhus och liknande lokaler där människor med nedsatt infektionsförsvar vistas.

3.4 Hälsoeffekter av faktorer i inomhus-

ön en sammanfattande

milj bedömning

Folkhälsoinstitutet gör i sin rapport "Luften andas inomhus" Kjellman, Sundell 1994 följande bedömning: Sambanden mellan faktorer i inomhusklimatet och astma hos bam är starkast för miljötobalcsrök, tidig exponering inomhus för husdjur, ventilation, fukt, husdamrnskvalster samt "fuktiga byggnader". I primärpreventiva sammanhang är därför speciellt moderns rökning, i syrmerhet under graviditet och arrming, tidig exponering för pälsdjur samt boende i "fuktiga", oftast dåligt ventilerade, byggnader betydelse.

av

Ett antal personliga, arbetsrelaterade och psykosociala faktorer spelar roll för vem som drabbas av sjuka hus- symtom. T.ex. är sådana symtom vanligare bland allergiker, med hud inte tål sol

personer som blir röda men inte bnma, personer som inte trivs med sitt arbete, arbetar vid bildskärm eller hanterar mycket papper. Kvinnor drabbas oftare än När man tagit hänsyn till sådana faktorer är fortfarande skillnaden mellan olika byggnader mycket stor. Byggnadens kvalitet och skötsel spelar således väsentlig roll för hur människor mår.

en

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 123

Samtidigt måste det framhållas att många av de inomhusmiljöproblem

finns har koppling till brukarnas vanor och beteende, t.ex. om man som röker inomhus, har husdjur, hur ofta man vädrar och städar och

om man vilka produkter hanterar i sitt hem. Trots att byggnaden i sig

man uppfyller alla krav kan ställas från hälsomässig synpunkt kan

som således "verksamheten" i byggnaderna orsaka ohälsa.

Det finns ingen skarp gräns mellan "sjuka" och "friska" byggnader. Bland de tekniska faktorer betyder mest för hur människor mår i

som

dem är byggnadens ålder mest besvär i byggnader uppförda eller

ombyggda efter mitten 70-talet, uteluftflödet mest kvalster och symtom vid låga uteluñilöden, fuktproblem, förekomst av kopieringsapparater eller luñfuktare samt dålig städning.

Kunskaperna är goda när det gäller förekomst av allergen från kvalster och husdjur i bostäder, skolor och kontor. Ett antal studier har påvisat betydande förekomst allergen även i miljöer där djur eller

av kvalster inte förekommer. Allergen förs med personer från bostad till skola och kontor så att halterna även i sådana miljöer blir tillräckliga för att underhålla luftrörskänslighet. Det diskuteras också om inte nivåerna är tillräckliga för sensibilisering. I detta sammanhang kommer städningens betydelse in och speciellt städningen i skolor och kontor. Det har också visats att förbättrad städning kan sänka förekomsten av

sjuka hus-symtom. Däremot är kunskaperna mycket bristfälliga när det gäller betydel-

förekomst av enskilda eller grupper av kemiska luftföroreningsen av

partiklar och damm samt mikrobiella ämnen. Problemen vid ar, mätning och karakterisering av sådana ämnen är så stora att mätningar för närvarande endast hör hemma i forskningssammanhang och inte i rutinundersökningar.

Luñkvaliteten i icke-industriella lokaler är komplex. En mycket stor mängd, samtidigt uppträdande, olika typer av föroreningar förekommer, oftast i låga halter. Forskningen har varit mycket begränsad, samtidigt området är svårt att forska eftersom det är så

som komplext. Mycket litet är därför känt om vilka änmen eller kombinationer änmen och faktorer är betydelse. Trots den i många

av som av avseenden uppenbara bristen vetenskapliga fakta kan det konstateras att inomhusmiljön i bostäder, skolor, kontor m.m. har betydelse för sjuka hus-symtom och allergiska besvär.

Problemet med höga radonhalter i bostäder och andra lokaler

utgöra de stora hälsoriskerna i den allmänna miljön hit

en av räknas inte arbetsmil jön, särskilt i kombination med rökning. Även för icke-rökare är cancerriskema av en storleksordning som ligger över dem samhället accepterar för t.ex. kemikalier. Det finns goda

som grunder att verka för åtgärder mot de båda största hälsoriskerna för

lungcancer, dvs. rökning och radon i bostäder. Enbart åtgärder för att minska tobaksrökning år otillräckliga.

Exponering för miljötobaksräk bedöms betydande risk-

vara en faktor i inomhusmiljön, inte bara för allergiutvecklingen utan också för uppkomst av cancer och ärt-kärlsjukdomar.

Det är mycket svårt att ett bra sätt karaktärisera och uppskatta befolkningens exponering för de många olika ämnen som förekommer i inomhusmiljön. Den studie bäst karaktäriserar inomhusklimatet

som i landets bostadsbestånd är ELlB-undersökningen. Den visar samman-

fattningsvis att

Mellan 400 000 och 500 000 svenskar upplever sig vara så -

besvärade av inomhusklimatet att de får symtom. Ventilationen är låg, främst i småhusen, och ligger under Boverkets

-

och Socialstyrelsens riktvärde för Sanitär olägenhet 0,35 liter

norm

sekund och kvadratmeter golvarea i fyra fem småhus och i

per av ungefär hälften av lägenheterna i flerbostadshusen.

Radonhalten är högre än Socialstyrelsens gränsvärde 400 Bq/m3 -

radongashalt i 70 000-120 000 småhus och 20 000-80 000

lägenheter i flerbostadshus. Detta innebär att mellan 200 000 och

400 000 människor bor i bostäder över gränsvärdesnivån.

Allergiker och boende i nya och stora flerbostadshus besväras mest -

brister i inomhusklimatet.

av

De vanligaste orsakerna till besvären är torr luñ, instängd luñ, -

damm och smuts, drag och buller.

10 procent av bostadshusen har fuktskador på tak, vindar, i -

lägenheter och i källare bör åtgärdas omedelbart.

som

3.5 Litteratur

Aalberse R Niewuwenhuys E Hey M, Stapel S O. "Horoscope effect" not only for Seasonal but also for non-seasonal allergens. Clin Exp Allergy 22: 1003-1006, 1992.

Ahlbom Duus U, Freilich D. En nyans grönare en studie av färg till

konsument/yrkesmåleri. Rapport från Kemikalieinspektionen 2/96.

Kemikalieinspektionen/Länsstyrelsen i Göteborgs och Bohus län 1996.

Allergiutredningen. Att förebygga allergi/överkänslighet. Betänkande av Allergiutredningen. Socialdepartementet, SOU 1989:76.

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 125

Arshad S H, Hide D. Effects of environmental factors on the development of allergic disorders infancy. Lancet l992g339z235-24l.

Andrae Axelson O, Björkstén Kjellman N-IM. Symtoms of bronchial hyperreactivity and asthma in relation to environmental factors. Arch Dis Child 63z473-478, 1988.

Axelsson Allergy to Ficus benjamina weeping fig nonatopic subjects. Allergy 502284-285, 1995.

Axelsson Johansson Zetterström O. A new indoor allergen from non-flowering plant. Allergy 422604-61 1987. a common

Berglund Johansson Hälsoeffekter flyktiga organiska ämnen i av inomhusluft effects of volatile organic compounds in indoor

Health

air. Archives of the center for sensory research, volym 3:1, 1996. Psykologiska institutionen, Stockholms universitet.

Björnsson Norbäck D, Jansson C mfl. Asthmatic symptoms and indoor levels of micro-organisms and house dust mites. Clin Exp Allergy 251423-3 1995.

Boverket. Byggregler. BFS 1993:57.

Boverket/Byggforskningsrådet. Byggnadsmaterial emissioner.

Kunskapsbas. Hus Hälsa U 6:92, 1992.

Brunekreef Dockery D, Speizer Ware Spenger Ferris B. Home dampness and respiratory morbidity children. Am Rev Respir Dis 14021363-1367, 1989.

Bråbäck Breborowicz A, Dreborg Knutsson A, Pielik H, Björkstén B. Atopic sensitization and respiratory symtoms among Polish and Swedish school children. Clin Exp Allergy 242826-35, 1994.

Croner Kjellman N-IM. Atopic disease in preadolescence- an evaluation of questionnaires, association with cord blood IgE and month of birth. Pediatr Allergy Immunol 135-140, 1991.

Dales R Zwaneburg H, Burnett Franklin C A. Respiratory health effects of home dampness and molds among children. American Journal of Epidemiology 134: 196-203, 1991.

126 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

Eriksson N Schou C. Allergy against chironomids non biting rnidges adult atopic patients. Aerobiologica 1992.

Gustafsson H. Building materials identified major for indoor

as sources air pollutants. A critical review of case studies. Byggforskningsrådet D10: 1992.

Hide A W, Mattews Tariq Arshad S H. Allergen avoidance in infancy and allergy at 4 years of age. Allergy 5 l :89-93, 1996.

Ihre Zetterström O. Increase in non-specific bronchial responsive-

alter repeated inhalation of low doses of allergens. Clin Exp ness Allergy 23:298-305, 1993.

Law M Hackshaw A K. Environmental tobacco smoke. Tobacco and Health. British Medical Bulletin 52, No. 1996.

Lindfors Wickman M, Hedlin Pershagen Rietz Nordvall Indoor environmental risk factors young asthmatics: a case-control study. Arch Dis Child 73z408-4l2, 1995.

MLmir A, Björkstén Einarsson R mfl. Cat Fel d I dog Can f I and cockroach allergens homes of asthmatic children from three clirnatic zones in Sweden. Allergy 492508-16, 1994.

Norlén U, Andersson K. Bostadsbeståndets inneklimat. ELIB-rapport

TN:29, Statens Institut för Byggnadsforskning, 1993. nr

Norlén U, Andersson K. Bostadsbeståndets inneklimat. ELIB-rapport nr TN:30, Statens Institut för Byggnadsforskning, 1993.

Petersson Håkansson A. A prospective study of infectious morbidity and antibiotic consumtion among children in different forms of municipal day-care. Scand J Infect Dis 212449-457, 1989.

Pershagen G, Axelson O, Clavensjö B mfl. Radon i bostäder och lungcancer. En landsomfattande epidemiologisk studie. IMM-rapport

2/93, Institutet för Miljömedicin, 1993. nr

Pershagen G, Axelson Darnber mil. Radon i bostäder och lungcancer. Rökning ger mer än additiv riskökning. Läkartidningen, 91, 4628-4632, 1994.

SOU 1996: 124 Inomhusmiljö 127

Plaschke P m.fl. Skin prick tests and specifik IgE adults from three different areas of Sweden. Allergy 5 l :461-472, 1996.

Prahl Reduction of indoor airbome mould spores. Allergy 47:362- 365, 1992.

Pönkä A. Nurmi Salminen Nykyri Infections and other illnesses of children day-care centers i Helsinki. lncidences and effects of home and day-care center variables. Infection l9:230-236, 1991.

Rylander Pershagen G, Eriksson M, Nordvall L. Parental smoking and other risk factors for wheezing bronchitis children. Eur J Epidemiol 9:517-526, 1993.

Schwartz Weiss Relationship of skin test reactivity to decrements in pulmonary ñmction in children with asthma frequent wheezing.

or Am J Respir Crit Care Med l52:2176-2180, 1995.

Socialstyrelsen. Allmänna råd om åtgärder mot mögel. SOSFS

1984:19.

Socialstyrelsen. Allmänna råd om tcnniskt inomhusklimat. SOSFS 1988:2.

Socialstyrelsen Alhnänna råd om åtgärder mot fonnaldehyd i byggna-

der. SOSFS 1989: 13.

Socialstyrelsen. Allmärma råd städning i skolor, förskolor,

om fritidshem och fritidsgårdar. SOSFS 1989:46.

Socialstyrelsen. Allmänna råd om ventilation i skolor mil. lokaler. SOSFS 1989:51.

Socialstyrelsen. Allmänna råd om "Radon och hälsoskydd". 1990:5. med ändring, SOSFS 1993:25

Socialstyrelsen. Meddelandeblad om legionella. Nr 13/93.

SSI. Radon-Risk-Stråldos. Information i 94-06, StatensStrålskyddsinstitut 1994.

SSI. Radon 1993. En rapport över läget. Rapport 93-10, Statens

Strålskyddsinstitut 1993.

128 Inomhusmiljö SOU 1996: 124

Steenland K. Passive Smoking and the Risk of Heart Disease. JAMA,. Vol 267, No. January 1992.

Stenberg Hansson Mild Sandström M, Sundell Wall Inomhusmiljö och hälsa bland kontorsarbetare i Västerbotten. Slutrapport huvudstudien i projektet. Undersökningsrapport 1993: 16

av Arbetsmiljöinstitutet 1993.

Sundell Kjellman M. Luften andas inomhus. Vetenskaplig kunskapssanunanställning. Allergiprogrammet, Folkhälsoinstitutet, nr 1994:16, Stockholm 1994.

Tan B Weald Strickland Friedman P Double blind controlled trial of effect of homedust mite avoidance on atopic dermatitis. Lancet 347: 15-18, 1996.

U.S. Environmental Protection Agency. Respiratory Health Effects of Passive Smoking: Lung Cancer and Other Disorders. NIH Publication No. 93-3605, August 1993.

Wickman M, Nordvall S Pershagen Sundell Schwartz B. House dust mite sensitization in children and residential characteristics a temperate region. J Allergy Clin Immunol 88:89-95, 1991.

Wickman M, Nordvall S Pershagen G. Risk factors in early childhood for sensitization to airbome allergens. Pediatr Allergy Immunol 3:126-133, 1992.

Åberg N, Hesselmar Åberg Eriksson B. Increase of asthma, allergic rhinitis and in Swedish schoolchildren between 1979

eczema and 1991. Clin Exp Allergy 25: 815-819, 1995.

1996:124 129

4 Vatten

Vatten är en naturresurs grundläggande betydelse för allt liv

av jorden. Tillgång till rent vatten är fundamental betydelse för god

av

hygien, och är också viktigt rekreationssynpunkt vid exempelvis bad

ur och fiske. Problemen med algblomning och smittspridning via badvatten tas upp inledningsvis i detta kapitel, medan resten ägnas föroreningar i dricksvatten. Förutom smittspridning via dricksvatten behandlas hälsoriskema med ett antal kemiska ämnen antingen är

som föroreningar eller naturliga ämnen som kan uppträda i förhöjda halter i vissa områden eller t.ex. som följd försurning. Urvalet har gjorts

av utifrån sådana änmen som bedöms medföra de största hälsoriskema, och där dricksvattnet normalt sett är den största intagskällan. För t.ex. nitrat och aluminium nämns också intaget via föda.

4.1 Vatten som

resurs

Vårt luñhav innehåller enorma mängder vattenånga. Vattnet ingår i ett kretslopp genom ständig avdunstning och återförsel till haven och markytan nederbörd. På markytan samlas vattnet i bäckar och

som älvar och fors tillbaka till havet eller sipprar till grundvattnet. Även

ner markvatten och grundvatten deltar i långsam transport till havet.

en

Genom att grundvattnet och ytvattnet ingår i vattnets kretslopp är det en förnybar naturresurs i ständig rörelse. Nybildningen sker när nederbörden är större än avdunstningen från markytan och växtligheten. Nederbörden varierar med årstidema och mellan olika år.

Sverige har god tillgång på vatten. De största ytvattentillgångar-

en na finns i de norrländska älvarna och i de stora sjöarna i södra och mellersta delarna landet. De stora grundvattentillgångama finns i

av isälvsavlagringar och andra vattenhållande system.

130 Vatten 1996: 124

4.1.1 Påverkan

Ytvatten påverkas nedfall luftföroreningar, t.ex. svavel- och

av av kväveoxider samt vissa tungmetaller. En stor andel av tungmetaller

återfinns i ytvatten är luftdeponerade. I södra Sverige kommer som merparten de luñbuma metallema från utlandet medan inhemska

av källor dominerar i norra Sverige.

Nederbörden i Sverige är försurad, och denna nederbörd

sura påverkar sjöarnas och grundvattnets kemiska sammansättning i olika stor utsträckning beroende på markens förmåga att neutralisera den

nederbörden. Vår berggrund erbjuder dåliga förutsättningar för att

sura neutralisera tillskottet av starka syror.

Lösligheten och rörligheten flera metaller i marken ökar med

av

sjunkande pH. Det betyder att försurningen kan medföra förhöjda

halter metaller i grundvatten och därmed större transporter ut till

ytvattendrag. Tungmetaller och aluminium kan lösas ut ur berggrunden. Föroreningar påverkar grundvattenförekomst är oftast lokala

som en och f°ar begränsad spridning medan koncentrationen i gengäld kan

en bli hög. Föroreningar i grundvattenförekomst som avbördar sitt

en vatten till ett ytvatten kan påverka betydligt större områden genom föroreningstransporten i ytvattendraget.

Markanvändningen för jordbruk, skogsbruk och tätbebyggda

områden kan innebära risker för oönskad påverkan på yt- och grundvattnet. Det är framför allt växtnäringsläckaget i form av kväve-

allvarligt förorenat grundvattnet och Är föreningar som ytvattnet.

vad förmår kan läckage ske. Även

givoma större än grödoma ta upp användning bekämpningsmedel kan förorena yt- och grundvatten.

av I tätbebyggda områden är hoten mot vattnets kvalitet många. De kan

gälla utsläpp från dagvatten och avloppsledningar, oljetankar, spill vid

mackar och verkstäder, lakvatten från avfallsdeponier, industrier m.m.

Nyttjandet vattentillgångama har lett till konflikter mellan olika

av intressen grund överuttag inom vissa områden. I jordbruks-

av intensiva områden har uttag för jordbruksbevattningen orsakat torrläggning vattendrag. Detta har lett till konflikt med naturvårdens

av intresse även med den enskilda vattenförsörjningen.

men

Överuttag inom vissa kustnära områden har lett till problem med

saltvatteninträngning i enskilda brunnar, särskilt djupborrade, med negativa konsekvenser för vattenförsörjningen som följd. Ett problem

för vissa vattentäkter är påverkan från vägsaltning.

I Sverige finns ca 92 400 sjöar med en yta som är större än 0,01 km De täcker nästan 42 000 kmz, dvs. 9 % Sveriges totala areal.

ca av

Vattnet i sjöarna och vattendragen påverkas kvalitetsmässigt av

avriimingsområdets vegetation, jordmån, geologi och markanvändning.

1996: 124 Vatten 131

Det finns både naturlig och mänsklig påverkan gör att de kan

en en som delas ini olika stadier av näringsfattiga och näringsrika sjöar. Vattenkvaliteten kan därför variera mycket vilket har betydelse för nyttjandet och bevarandet av sjön.

4.1.2 Dricksvatten

Det produceras nästan l km3 vatten dricksvattenkvalitet vid de

av kommunala vattenverken varje i Sverige. Detta konsumeras drygt

av 7,5 miljoner personer. 50 % av det producerade vattnet härrör från ytvatten, 25 % från grundvatten och 25 % från grundvatten som härstammar från konstgjord infiltration av ytvatten. Totalt finns det ca 2 000 kommunala anläggningaroch 2 000 mindre privata anläggningar for Vattenförsörjning. Dessutom finns ca 800 000 enskilda brunnar som försörjer 1,3 miljoner glesbygdsboende och 1,2 fritidsboende med vatten. Relativt få ytvattenverk försörjer en stor del av befolkningen med dricksvatten. 0,6 % av de kommunala vattenverken försörjer 40 % av anslutna personer

Endast en liten del av det producerade vattnet används för direkt dricksvattenkonsumtion. Av ca 200 liter vatten och dygn

per person används 10 liter för mat och dryck.

Sverige har en väl utbyggd kommunal Vattenförsörjning och det är

för de flesta människor en självklarhet att alltid ska erhålla obegränsade volymer dricksvatten våra kranar. Reningen råvattnet

ur av vid vattenverken utgår från råvattenkvaliteten, vilket innebär att det vid vissa gnmdvattenverk endast behövs en justering av vattnets pH. Vattnet genomgår en noggrann kontroll både hos konsument och hos producent. Kvaliteten ska följa de krav som har fastställts av Livsmedelsverket.

De enskilda brunnarna genomgår inte samma kontroll och rening som det kommunala vattnet. Mestadels konsumeras vattnet från dessa brunnar direkt utan föregående rening och dricksvattenkvaliteten är därför avhängig grundvattnets kvalitet och återspeglar miljöpåverkan på grundvattnet. En bedömning visar att ca 25 % av de enskilda brunnarna som försörjer glesbygdsboende har Vattenkvalitet i

en som olika avseenden är otillfredsställande De vanligaste problemen är för höga halter av nitrat eller nitrit, mikroorganismer, fluorid eller radon

Grundvattenutredningen, SOU 1995:45. Grundvattenförsumingen är

ett potentiellt hälsoproblem.

De enskilda vattentäkterna har oftast inget annat skydd än det skydd som en tät brunn ger mot föroreningama. Av de kommunala vattentäktema har endast hälften ett skydd i form vattenskyddsområden

ca av

132 Vatten 1996:124

och skyddsföreskrifter. Grundvattentäktema har oftare skydd än de stora ytvattentäktema.

4.2 badvatten

smittspridning genom

Risken att bli sjuk efter att ha badat i ett bassäng- eller strandbad är vanligen ganska liten. Förutsättningen för att detta ska gälla i en bassänganläggning är dock att renings- och desinfektionsutrustningen är dimensionerad etter antalet badande och att skötseln inte är eftersatt. För båda badformema är det också viktigt att den offentliga kontrollen fungerar, så att har uppfattning om den bakteriologiska kva-

man en liteten hos vattnet. En sammanställning av sjukdomsfall som kan ha förorsakats av kontakt med badvatten saknas i Sverige.

.

4.2.1 Strandbad

Sjukdomar spridda via vatten i strandbad kan vara svåra att knyta just till badvattnet. Magåkommor, som är det vanligaste, kan lika gärna spridas direkt från andra personer vid badet eller från matsäck som förvarats för länge i värmen stranden.

Risken att bli sjuk av bad i förorenat vatten stiger med ökande halt

fekala bakterier tarmbakterier i vattnet. Dessa härrör från av människan eller varmblodiga djur. De beror oftast avloppspåverkan.

Analys av sjukdomsalstrande bakterier är komplicerad och därför

kontrolleras vattnets kvalitet med avseende på bakterier som normalt förekommer i tarmkanalen. Dessa fungerar då som en indikator på fekal förorening. Virusburen smitta kan också spridas via vattnet.

Av vissa sjukdomsalstrande bakterier, t.ex. salmonella, fordras en hög dos för att förorsaka sjukdom. Halten i badvattnet måste därför vara mycket hög för att man ska bli sjuk av några kallsupar.

Föroreningar har ofta en benägenhet att ansamlas i strandens skvalpzon. Detta innebär att de minsta barnen utsätts för det mest förorenade vattnet.

Även andra än direkt sjukdomsalstrande organismer kan förorsaka obehag i samband med bad. Det är bla. cerkarier, larver av sugrnaskar. Masken är värdväxlande mellan sötvattenssnäckor och andfåglar och kan även angripa märmiskor. Larven kan inte tränga igenom människans hud, men den orsakarändå besvärande klåda.

Algblomning är ett annat problem, som förekommer i näringsrika vatten Se avsnitt 4.3. Hos människor har hudirritationer, klåda och

1996: 124 Vatten 133

magbesvär påvisats i samband med bad i algblommande vatten. Man bör därför avråda från bad i vatten med kraftig algblomning.

Bassängbad

Smitta från tarmföroreningar är normalt inget stort problem i bassängbad förutsatt att desinfektionen fungerar tillfredsställande. Mag- och tarmsjukdomar i samband med bassängbad hör därför till undantagen.

Andra infektioner är vanligare i samband med bassängbad

typer av som olika ögon-, ör0n-, näs-, hals- och hudinfektioner. Flertalet organismer som orsakar ovan nämnda åkommor finns normalt hos människan och förs till badvattnet med de badande.

Största risken för bakterietillväxt i bassänger är då vattentempe-

raturen överstiger 30°C. I terapibassänger, och speciellt i bubbelpooler

trivs bakterien Pseudomonas aeruginosa. Den högre temperaturen och luftningen medför att desinfektionsmedlet, vanligen klor, avgår till luften i hög utsträckning. Pseudomonas aeruginosa förekommer naturligt i vatten och mark och är där helt oförarglig, men i bassänger kan den föröka sig mycket snabbt. Bakterien kan förorsaka bl.a. feber och utslag samt urinvägs- och öroninflammation.

Risken för virussmitta varierar med typ av virus och mängd smittämne. Genom avdödning och utspädning försvinner infektionsförmågan snabbt i vatten.

134 Vatten 1996:124

4.3 Algblomning

Blågröna alger

Ämnen: Toxiner från

cyanobakterier.

Effekter av toxin: Beroende på typ av toxin;

bl.a. leverpåverkan

Gränsvärde: Saknas Provisoriskt riktvärde för

microcystin-LR Australien: 1;tg/I

Intag: Okänt

Blågröna alger, eller cyanobakterier, är organismer som förekommer

framför allt i söt- och bräckvatten. Flera arter har förmåga att bilda toxiner. Blomningar, masstillväxt, av toxinbildande alger i ytvattentäkter kan orsaka problem vid beredning av dricksvatten.

Blågröna alger saknar liksom bakterierna cellkärna, och kallas

därför numera cyanobakterier. Cyanobakterier får sin blågröna färg

genom att de innehåller klorofyll och dessutom andra fotosyntetiska

pigment, phycocyaniner. Phycocyaniner är blå och ger tillsammans med

klorofyll den blågröna färg som är karakteristisk för de flesta cyanobakterier. I texten nedan används omväxlande uttrycken blågröna alger,

alger eller cyanobakterier.

4.3.1 Blonmingar och toxiner

När tillväxtbetingelsema för algema är optimala kan det bli en masstillväxt av alger, en blonming. Uppkomst av blomningar gynnas

av svag eller ingen vind, vattentemperatur mellan 15 och 30°C och god

tillgång på de för algema viktiga näringsämnena kväve och fosfor.

Övergödning av sjöar och kustvatten är således en orsak till algblomning. En blomning behöver inte vara synlig ytan av vattnet, men ofta tvingas organismema upp mot vattenytan och ljuset. Vind eller strömmar kan sedan ge ansamlingar av algrnassa vid stränderna.

Flera arter av cyanobakterier har förmåga att producera toxiner

av olika typ. Deras funktion är ännu okänd. Toxinerna bildas inne i älgen

1996: 124 i Vatten 13 5

s.k. endotoxin, och släpps ut i det omgivande vattnet när algen dör och bryts ned. Det kan också hända att algen börjar "läcka" när den åldras. Fritt toxin i naturen bryts ned någon eller några veckor, men under sterila förhållanden kan vissa toxiner lagras i vattenlösning i flera

Codd 1992. Om hela alger intas frigörs toxinet när algen bryts ner

i mag-tannkanalen.

Av undersökta blomningar, i Sverige och andra länder, är mellan hälften och 2/3 toxinproducerande. Det är inte känt vilka faktorer som medför att vissa blomningar är toxinbildande och andra inte. Samma alg-art kan toxisk i sjö eller blomning, men inte i en annan.

vara en Toxiciteten i blomning kan variera från dag till dag och från timme

en till timme. Vanliga toxinbildare i svenska blomningar är t.ex. alg-arter

släktet A/Iicrocystis respektive Anabaena. av

Förgiñningar orsakade av cyanobakterier har skett både i historisk tid och nutid. En av de tidigaste beskrivningarna av boskapsdöd orsakad cyanobakterier är från Australien 1878. Både i Sverige och

av utomlands tid toxiska blomningar uppmärksammats

har under senare i massmedia, när de orsakat förgiftningar av hundar och boskap som druckit toxininnehållande vatten eller slickat i sig algmassa. Efter

av bad i algbemängt sjövatten har hudreaktioner, mag-tarmproblem och feber rapporterats. Även lever- och lungpåverkan har rapporterats. Både från historisk och modern tid finns exempel sjukdomsutbrott hos människa troligen orsakats av cyanobakterier. Förekomst av

som

toxisk blomning i en vattenreservoar i Australien antogs ha orsakat en

förhöjning av leverenzymer i plasma hos sjukhuspatienter som fick en sitt dricksvatten från reservoaren Falconer, 1983.

4.3.2 Olika toxiner från

typer av cyanobakterier

Neuro- eller nervtoxinerna är antingen alkaloider eller organiska fosforföreningar, som vid förgiftning kan ge muskelförlamning. Om andningsmuskulaturen påverkas kan individen dö av kvävning. En sorts nervtoxin kan också bildas av marina dinoflagellater och kan ge upphov till utbrott av musselförgiftning, "paralytic shellfish poisoning".

Levertoxinema består av ringfonniga peptider, s.k. microcystiner och nodulariner. Levertoxinema förstör "cellskelettet" i levercellerna. Detta leder till att levercellerna, och de celler som bildar väggar i kapillärerna i levern, sknimpnar. Följden blir läckage blod från

av kapillärerna ut i levervävnaden, vilket kan leda till cirkulationskollaps

grund av den inre blödningen Yu 1973.

136 Vatten 1996: 124

Nyare rön tyder på att microcystinema inte bara ger akuttoxiska effekter, utan även kan påverka tumöruppkomst vid exponering för halter som ligger under de som ger akut leverskada Falconer 1991; Nishiwaki-Matsushima et al. 1992.

I Kina är förekomsten av Ievercancer hög. En studie från Quidong provinsen angav att förekomsten högre för dem tog sitt

var som dricksvatten från diken och dammar jämfört med de hade tillgång

som till brunnsvatten. Om en bidragande orsak till detta är microcystiner i damm- och dikesvattnet, studeras i pågående epidemiologisk studie

en

Carmichael 1994.

Lipopolysackarid-toxiner kan finnas som en del av det yttre lagret av cellväggen hos cyanobakterier. De kan orsaka feber, mag-tarmproblem och hudirritationer.

4.3.3 och dricksvatten

Algblomning

Algväxt och blomningar i ytvattentäkter kan orsaka problem vid dricksvattenberedning. Förekomst av alger och algtoxiner i dricksvatten kan ge lukt- och smakpåverkan och leda till sjukdomsutbrott och överkänslighetsreaktioner. Från utlandet finns rapporter gastroenterit

om

och hepatoenterit mag-, tarm- och leverinflammationer kopplats

som samman med att dricksvatten kontaminerats med algtoxiner Zilberg 1966; Bourke et al. 1983.

Från laboratorieförsök har slutsatsen dragits att intakta algceller kan renas ur råvatten med konventionella metoder sandfiltrering och

som kemisk fällning. Det betyder att så länge toxinet från de blå-gröna algerna finns inne i den intakta cellen, är det relativt lätt att vattnet.

rena

Om cellerna har gått sönder och toxin finns löst i vattnet räcker inte konventionella reningsmetoder. Laboratorieförsök har visat att fritt toxin passerar reningssteg som tlockning, snabbfiltrering och klorering. Klorering i ett tidigt skede i vattenberedningen kan förvärra situationen, därför att kloreringen slår sönder cellerna och inneslutet toxin frigörs. De metoder som mest effektivt eliminerar fritt toxin från vatten är filtrering med ett helt och väl fungerande aktivt kolfilter respektive ozonbehandling av vattnet. Toxinema förstörs vid kokning

av vattnet.

Naturvårdsverket har i rapport 4447 1995 redovisat regional

en fördelning av sjöar med fosforhalt inom intervall betyder att

som störningar av alger och cyanobakterier är att förvänta. Det finns också redovisat sjöar med dokumenterad förekomst toxiska

av cyanobakterier. Även toxiska algblomningar förekommer i sjöar i

om

1996: 124 Vatten 13 7

tämligen näringsfattiga områden, så finns merparten av problemsjöama i slätt- och jordbruksbygder i södra Sverige.

Följ ande ytvattentälcter har haft toxiska alger verifierade genom test: Motala Ström, Yngaren, Vombsjön, Bolmen och Långasjön. Dessa ytvatten försörjer Norrköping, Linköping, Nyköping, delar av Skåne samt Karlsharrm. Ingen toxinförekomst har hittills påvisats i dricksvattnet, i de fall prover har tagits. Livsmedelsverket har för närvarande 1996 ett pågående projekt med syfte bl.a. att ökad kunskap

om ytvattentäkter och eventuella problem med blå-gröna alger.

4.3.4 Riskbedömning

Endast ett fåtal länder har gränsvärden eller motsvarande för cyanobakterier och deras toxiner.

I Australien finns ett provisoriskt riktvärde för microcystin-LR l ;tg/l i dricksvatten. Detta riktvärde tillämpas enligt uppgift även i Canada och Storbritannien.

I dag finns inget gränsvärde för algtoxiner i råvatten eller dricksvatten i Sverige. Toxiner har påvisats i ytvattentäkter, men hittills dec. 1995 inte i dricksvatten. För att uppfattning hur stort

en om problemet med toxisk algblomning i vattentäkter är, behövs data.

mer Det behövs en kartläggning av ytvattentälcter med toxiska algblomningar och det behövs provtagning i råvatten, vid olika beredningssteg och i dricksvatten. Vidare krävs utveckling analysmetoder för att få fram

av snabba, säkra metoder som analyserar låga toxinhalter. Det behövs också mer kunskap om eventuella långtidseffekter av återkommande exponering för låga halter av toxiner. På grund av avsaknad av data finns det i dag ingen möjlighet till kvantitativbedömning av eventuell exponering för toxiner från cyanobakterier via dricksvatten.

4.3.5 Litteratur

Bourke et al. An outbreak of hepato-enteritis The Palm Island myster disease possibly caused by algal intoxication. Toxicon, Suppl 45-48, 1983

Carrnichael. The toxins of cyanobacteria. Scientific American, jan, 78-86, 1994.

Codd. IV Nordic Symposium Toxic Algae, Muntlig presentation,

on 1992.

13 8 Vatten 1996: 124

Falconer et al. Evidence of liver damage by toxin from a bloom of the blue-green alga, Microcystis aeruginosa. Med J Aust. 511-514, 1983.

Falconer et al. Tumor Promotion and liver injury caused by oral consumption of cyanobacteria. Envir. Toxicol. and Water Quality 177-184,1991.

Naturvårdsverket, Rapport 4447, Skadliga alger i sjöar och hav. 1995.

Nishiwaki-Matsushima et al. Liver tumor promotion by the cyanobacterial cyclic peptide toxin microcystin-LR. Cancer Res. Clin. Onc. 118, 420-424, 1992.

Yu S-Z. Drinking water and primary liver cancer. Primary liver

Edzs Tang, Wu, Xia 1989. cancer.

Zilberg. Gastroenteritis in Salisbury European children, a five year study. Cent. Afr. Med. 12, 164-168, 1966.

4.4 via dricksvatten

smittspridning

Kritisk effekt: mag-tarmsjukdomar

Antal utbrott/år: 2-10 Antal insjuknade/år: Genomsnittligt ca 3 000

Vattenbmna sjukdomsutbrott har förekommit under alla tider men omfattning och orsak har varierat. Mikroorganismer är den viktigaste orsaken till att människor blir sjuka av dricksvattnet, här och i övriga världen. Iutvecklingsländer är brist vatten och otillräckliga Sanitära förhållanden av avgörande betydelse för den höga barnadödligheten. Mikroorganismer finns överallt i miljön, i jord, luft och vatten samt i levande organismer, och det stora flertalet är inte bara harrnlösa utan även nödvändiga för tillväxt och nedbrytning. För vattenburen smitta är det i första hand sjukdomsframlcallande patogena organismer i form av bakterier, virus och protozooer encelliga organismer som är

betydelse. Dessa finns i och utsöndras från tarmen hos djur och av människor.

1996: 124 Vatten 139

4.4.1 Allmänna och brunnar

anläggningar privata

I Sverige får 85 % av befolkningen sitt vatten från allmänna, oftast kommunala, anläggningar. Hälften av det kommunala vattnet kommer från grundvattentäkter eller konstord infiltration som ofta är skyddade och av god kvalitet, hälften kommer från ytvatten med ofta sämre kvalitet och med behov av omfattande beredningsprocesser i vattenverk. Dock förefaller det som om hälsomässiga problem förhållandevis ofta uppkommer i vatten från grundvattentäkter. Distributionssystem, ledningar och reservoarer, kan vara i sådant skick att såväl hälsomässiga som tekniska och estetiska problem uppstår under transporten till konsumenten.

Ungefär 2,5 miljoner människor tar dricksvatten från egen brunn i permanent- eller fritidsboende. Vattenkvaliteten kan vara låg, speciellt när det gäller äldre, grävda brunnar, där också stora årstidsvariationer kan förekomma. Användarna kan till viss del vänja sig

vid den egna brunnens mikroflora och därmed undgå upprepad sjukdom. Omfattningen av vattenburen smitta orsakade av privata brunnar är mindre väl känd eftersom det inte finns något krav rapportering.

Konsumtion av dricksvatten är ungefär två liter dag för

per vuxna. Barn som föds upp på modersmjölksersättning eller välling gjord på vatten konsumerar mest vatten i förhållande till sin kroppsvikt.

4.4.2 och gränsvärden

Lagstiftning

Livsmedelsverkets kungörelse om dricksvatten SLV FS 1993:35 gäller i första hand vatten för allmän förbrukning, innefattar även

men gränsvärden for dricksvatten från enskilda brunnar. Kvalitetskrav ställs för kemiska och mikrobiologiska egenskaper. Det är de lokala myndigheterna som utövar tillsyn över allmärma försörjningsanläggningar, och utbrott Vattenburen smitta drabbat flera konsument-

av som er ska rapporteras till Livsmedelsverket och Smittskyddsinstitutet.

Indikatorbegreppet

Enskilda patogener kan svåra eller omöjliga att återfinna i vatten.

vara Av denna anledning baseras den mikrobiologiska dricksvattenkontrollen analys av indikatorbakterier, ska lätta att analysera och

som vara kunna indikera förorening av dricksvattnet. E. coli, förekommer

som i mag-tarmkanalen på märmiska och djur, används indikator på

som

140 Vatten 1996: 124

fekal avlopps- förorening, och kolifonna bakterier på såväl fekal som allmän förorening. Även s.k. heterotrofa bakterier, normalt finns

som i omgivningen, kan indikera risk för förorening och ingår i den normala

mikrobiologiska analysen. För dessa tre bakteriegrupper finns gräns-

värden i dricksvattenkungörelsen. För vatten i enskilda brunnar accepteras en något högre halt. Det finns uppenbara brister vid

användandet av indikatorsystemet, vilket bl.a. uppmärksammats vid

några vattenburna utbrott där halterna indikatorbakterier har varit

av låga eller saknats helt, trots att ca 40 procent av dem som hade kommunalt dricksvatten insjtrlcnat. Vid ett stort vattenburet utbrott med l 1 000 sjuka kunde fekala indikatorer påvisas i nätet, men i låga halter.

endast

Vid ett annat utbrott återfanns inte E. coli eller kolifonna bakterier i dricksvattnet trots att 2 000 personer insjuknat. Vid klorering

av dricksvatten kan E. coli och kolifonna bakterier avdödas vid betydligt lägre halter av klor än andra, eventuellt sjukdomsñamkallande,

mikroorganismer. Sporbildande bakterier och vissa protozooer tål höga

halter av klor. I vissa fall kan det därför finnas anledning att använda fekala streptokocker som indikatorbakterie eller andra alternativa indikatororganismer.

4.4.4 Mikroorganismer kan innebära hälsorisk

som

Det är i första hand mikroorganismer som orsakar mag-tarmsjukdomar som sprids via vattnet. I några fall känner man till att organismerna bildar toxiner gifter eller andra metaboliter som kan ge upphov till akuta eller kroniska sjukdomar.

Sjukdomsframkallande bakterier som Salmonella, Shigella, Vibrio

cholera, Yersinia, Campylobacter och patogena E. coli-stammar förknippas världen över med utbrott av vattenburen smitta. Vissa av dessa har kunnat påvisas vid vattenburna sjukdomsutbrott i Sverige.

På har parasiter Cryptosporidium, Giardia och

senare som

Entamoeba rönt ökat intresse. Cryptosporidiums överlevnadskroppar

är mycket motståndskraftiga mot desinfektion och kan

passera vattenverket om inte detta fungerar ett tillfredsställande sätt. I bland annat USA och England, där Cryptosporidium är vanligt förekommande i ytvatten, har flera stora vattenburna sjukdomsutbrott inträffat. Vid ett utbrott i USA 1993 insjuknade cirka 400 000 personer.

Virus kan diarrétillstånd är troligen de vanligaste

som ge en av orsakerna till vattenburna utbrott. Det är främst rotavirus, enterala adenovirus, Norwalkliknande virus och Calicivirus förknippas

som med vattenburen smitta. I vissa Även

fall drabbas bam oftare än vuxna. vissa hepatitvirus kan spridas med dricksvatten. I flera av de utbrott

1996: 124 Vatten 141

där agens inte kunnat identifieras förmodas virus vara orsak till smittspridningen.

Mikrosvamp och aktinomyceter kan förekomma i råvattnet eller växa till i ledningsnätet och ge upphov till lukt- och smakproblem. Vanligt förekommande orsaker till kraftig tillväxt är stillastående vatten och användandet olämpliga material i kontakt med dricks-

av vattnet. Mycket höga halter av mikrosvarnp förmodas också kunna orsaka överkänslighetsreaktioner vid dusch och bad.

Bakterien Legionella finns i jord och vatten och kan växa till i varmvatten. Den kan ge upphov till legionärssjukan, en allvarlig lunginflammation som kan dödlig utgång. Sjukdomsfall och dödsfall i Sverige har inträffat till följd av att aerosoler mycket små vatten-

droppar med bakterier i duschutrymmen eller i ventilationsanläggning-

ar, har infekterat äldre eller svaga personer se också kapitel 3.3. 14.

4.4.5 Vattenbuma i Norden och

sjukdomsutbrott Sverige

Större och mindre sjukdomsutbrott inträffar varje år. Det finns inget enhetligt system som på ett tillfredsställande sätt fångar alla händelser av denna typ. sammanställningar av händelser under de åren

senare visar dock att antalet personer som insjuknar är mycket högre än vad man först trodde. Sannolikt är det så att med lindriga

personer magoch tarmsymtom inte söker läkare utan förväntar sig att besvären ska

över.

En sammanställning av sjukdomsutbrott i Norden visar att under åren 1975 till 1991 var avloppsförorening råvattnet i kombination

av med brister i desinfektionen, korskopplingar mellan dricksvatten och avloppsnät, tillväxt i distributionsanläggningar samt förorening från fåglar och andra djur de vanligaste orsakerna till sjukdomsutbrott, i de fall ytvatten används som vattentäkt. För ungefär 20 % utbrotten är

av inte orsaken klarlagd. I grundvattentäkter är inte förorening från djur känt, och ouppklarade utbrott uppgår till 8 %. Under l6-årsperioden 1980-95 rapporterades i Sverige 96 Vattenbuma utbrott med totalt 52 000 sjukdomsfall tabell 4.1. Nästan ett större vattenburet utbrott minst 1 000 sjuka har inträffat per under de senaste 16 åren. De två största har ägt rum i Boden 1988 och i Skåne 1995, båda med 10-11 000 sjukdomsfall. I båda dessa fall var den mikrobiologiska orsaken okänd. 1 Boden fallerade kloreringen och i Skåne var orsaken en kombination av att en ledning med "gammalt" vatten togs i bruk samtidigt som kloreringen sänkts. Normalt rapporteras tre till fem vattenburna utbrott per år. Ökningen av rapporterade utbrott i mitten

142 Vatten 1996: 124

1980-talet beror delvis på en intensiv studie som innebar större av uppmärksamhet vid sjukdomsfall och bättre utredningar vid utbrott.

Sjukdomsbilden hos de drabbade har ibland varit lindrigare symtom

övergående natur, även långvariga sjukdomstillstånd har av men rapporterats. För cirka 80 % av de rapporterade utbrotten är sjukdoms-

okänt. I vissa fall har detta berott att man halt att göra med agens nyupptäckta eller okända sjukdomsagens. I de fall agens varit kända har de i regel identifierats via undersökningar av sjuka personer och inte via analyser av vattnet.

De vanligaste enskilda agens som konstaterats i samband med Vattenburen smitta i Sverige är Campylobacter som återfunnits i drygt lO % och Giardia lamblia i 6 % av utbrotten. Normalt insjuknar 40-90 procent av dem som har kommunalt vatten vid vattenburna utbrott. Vid utbrott med Campylobacter har andelen sjuka personer varit lägre, 20-25 procent. Norwalkliknande virus har kunnat identifieras i några utbrott under det senaste året. Parasitema Giardia lamblia och Entamoeba histolytica har bl.a. orsakat ett utbrott i Sverige 1986 3 600 sjukdomsfall. Cryptosporidium har tillsammans med andra patogener isolerats från sjuka personer i samband med ett vattenburet utbrott i Sverige.

Riskbedönming

Vid vattenburna utbrott rör det sig ofta om avloppspåverkan eller inläckage av förorenat ytvatten. De patogena mikroorganismer som är vanliga hos populationen kommer även att bli de orsakar sjukdom

som vid ett vattenburet utbrott. Därför är risken för ett vattenburet koleraeller tyfoidfeberutbrott i Sverige under nuvarande situation i det närmaste obefrntlig.

Mängden smittämne som förorenat dricksvattnet samt infektionsdosen av mikroorganismen är avgörande för effekterna. För infektion med parasiten Giardia lamblia räcker det med enstaka exemplar, för Campylobacter kan ca l 000 bakterier vara tillräckligt och för Salmonella kan det röra sig om 100 000 till 1 miljon bakterier för att sjukdomssymtom ska uppträda.

Vid vattenburna utbrott är orsakema ofta tillfälliga försämringar av råvattnets kvalitet, mindre bra tekniska lösningar och konstruktioner, eller misstag vid driften av vattenverket. Det är framför allt i mindre anläggningar, med upp till 16 000 anslutna abonnenter, som vattenburna utbrott förekommit.

Befintlig statistik för de senaste åren visar att ungefär 3 000 personer insjuknar varje år. Troligen finns ett visst mörkertal beroende

1996: 124 Vatten 143

att varken utbrott eller sjukdomsfall kunnat korreleras till förorenat dricksvatten. En säkrare siffra kan möjligen erhållas att följa

genom lokalpressens rapportering. För att öka antalet uppklarade fall krävs noggrarm övervakning och uppföljning, rutiner för provtagning och analys samt utveckling av metoder för att kunna finna olika typer

av patogena organismer såväl i dricksvatten som i faeces från insjuknade personer.

För att kunna göra en bättre riskbedömning behövs bättre kunskaper om mörkertalets storlek, antal sjukdagar, sjukhusvård och eventuella följdsjukdomar.

Studier över antal och kostnader för sjukdagar, sjukhusvård

m.m. vid två vattenburna utbrott av Campylobqcter pågår för närvarande. Vid det ena utbrottet Marks kommun beräknas kostnaderna för

sjukvård, sjukskrivning, vård av sjukt bam mm., samt mikrobiologiska undersökningar och epidemiologiska utredningskostnader sammanlagt

uppgå till minst sex miljoner kronor. Vid detta vattenburna utbrott avled två personer. I samband med behandling för campylobacterinfektionen drabbades de av lunginflammation respektive hjärtinfarkt, vilket i sin tur ledde till döden.

144 Vatten 1996: 124

Tabell 4.1 Vattenburna sjukdomsutbrott 1980-1995 Smittskyddsinstitutetet

År Antal utbrott Kommunala och tör- Antal sjuka Riskgrupp

Totalt ordnade vattenverk personer

siffror inom parentes anger antal avlidna vid ett vattenburet Campyløbacterutbrott, se4.4.6.

4.4.7 Litteratur

Andersson Y. Dricksvattenbuma sjukdomsutbrott i Sverige i ett

-

historiskt, hygieniskt och tekniskt perspektiv. Avhandling, MPH 1992:7, Nordiska Hälsovårdshögskolan, Göteborg 1992.

1996:124 Vatten 145

4.5 Påverkan från

rörledningsmaterial

4.5.1 Material i kontakt med dricksvatten

Material i kontakt med dricksvatten

Effekter: Ev. mikrobiologiska, andra

hälsoeffekter beror på typ av

förorening.

ADI Accpetabelt dagligt intag: Finns för del ämnen från

en

polymera material som kan

påverka vattenkvaliteten,

satta av

EG

Intag: Går att beräkna

Exponerade grupper: I princip hela befolkningen

Förekomst

Under perioden 1984-1994 har vid nyläggning de kommunala

av vattenledningsnäten en allt större andel polyetenrör använts och uppgick 1994 till 61 % av de nylagda ledningarna. Under tids-

samma period har andelen nylagda segj ämsrör minskat från 23 till 11 % och PVC-rören från 45 till 25 %. Det totala kommunala vattenledningsnätet uppgår till 6 671 mil och dessa fördelar sig 2 575 mil 39 % enligt

av följande: Gjutjärn 55 %, stål 4 %, PVC 19 %, polyeten 14 % och övriga material 7 %. Av dessa 7 % torde någon eller några procent utgöras av asbestcementrör. I grova järnrör förekommer ofta beläggningar av cement eller någon typ polymer. Grovt räknat ligger

av fömyelsetakten av vattenledningsnätet för närvarande på i genomsnitt 240 år.

Ovarmänmda uppgifter gäller bara det kommunala vattenledningsnätet utan så kallad serviser ledningar från kommunens ledning till fastigheten och inte heller de ledningar finns i fastigheten.

som Materialet i servisledningar är oftast slag i det stora

av samma som nätet, medan en allt större andel fastighetsledningama består

av av koppar. Förutom älva rören förekommer i ett vattenledningsnät

en

146 Vatten 1996: 124

lång rad andra komponenter i kontakt med dricksvattnet, t.ex. kopplingar, tätningsringar och beläggningar och färger i reservoarer.

Hälsoeffekter

Ett material som kommer i kontakt med dricksvatten kan påverka vattnets kvalitet negativt på flera olika sätt. Det kan dels ske en överföring toxiska änmen från materialet, men vattnets lukt och

av smak kan också påverkas. Dessutom kan materialet i sig utgöra näring för mikroorganismer och så sätt tillväxten av dessa i en sådan

gynna utsträckning att vattnets mikrobiologiska kvalitet försämras avsevärt.

De potentiella toxiska effekterna är helt beroende av de utläckande ämnenas egenskaper. Dessa varierar beroende av polymertyp, men också varje enskild produkt eftersom varje tillverkare har en specifik

av

sammansättning på sin produkt.

Det har diskuterats om användning av asbestcementrör för distribution av dricksvatten kan medföra hälsorisker för dricksvattenkonsurnenten, och omfattande undersökningar har gjorts. Det finns dock inga säkerställda samband mellan asbest i dricksvatten och påverkan människors hälsa Asbestfibrema i asbestcementledningar ligger inbäddade i cementen som armering och kan bara frigöras om ledningen är utsatt för korrosionsangrepp eller arman påverkan. En eventuell exponering för asbest via dricksvatten är mycket liten jämfört med den totala asbestexponeringen som främst sker genom inandning.

Någon riskbedömning är inte möjlig att utföra.

Lagstiftning

I avsnitt 6:61 i Boverkets föreskrifter BBR94 BFS 1994:57 anges funktionslcrav för tappvatteninstallationer. För vattenberörda delar gäller att dessa ska utföras i sådant material och utformas så att inte ohälsosamma ämnen utlöses i tappvattnet och så att ohälsosam tillväxt av mikroorganismer i tappvattnet förhindras.

I Sverige saknas detaljerad lagstiftning och det finns inte heller några krav på förhandsgodkärmande för material avsedda att komma i kontakt med dricksvatten. Detta gäller både det kommunala vattenledningsnätet och fastighetsinstallationer. Av arbetsmiljömässiga skäl

vid nyläggning av vattenledningar inte använda asbestcementfår man ror.

En ansökan om ett frivilligt typgodkärmande kan göras hos numera

privatiserade typgddkärmandeorgan. Detta förfarande baseras på de

alhnänna bestämmelserna i lagen och förordningen om tekniska

1996: 124 Vatten 147

egenskapskrav byggnadsverk m.m. SFS 1994:847 och 1215

som föreskriver att bmkarnas hälsa inte f°arpåverkas och att vatten inte får

förorenas av en byggprodukt, dvs. ett vattenledningsrör. I samband

med ett sådant typgodkännande, som också omfattar produktens tekniska och mekaniska egenskaper, har den hygieniska och hälsomässiga bedömningen kunnat remitteras till Livsmedelsverket. Livsmedelsverket har numera upphört med denna bedömningsverksamhet.

Det är huvudmannens, i de flesta fall kommimens, att lämpli-

ansvar

material används i det kommunala vattenledningsnätet, så att ga vattenkvaliteten inte påverkas negativt.

I Sverige är typgodkärmande frivilligt, men regeringen kan enligt

lagen föreskriva om obligatoriskt typgodkännande. Flera andra EUländer har detaljerade lagstiftningar och godkäxmandesystem för denna typ av produkter. För närvarande pågår diskussioner inom kommissionen hur man ska lösa dessa frågor gemensam basis då de enskilda ländernas krav är ett hinder för frihandeln ska gälla enligt

som byggproduktdirektivet och andra gemensamhetsbestännnelser. Inom

den europeiska standardiseringsorganisationen CEN pågår arbete med

att ta fram metod- och produktstandarder för material som avsedda att komma i kontakt med dricksvatten. Detta arbete har dock små förutsättningar att lyckas så länge det inte finns gemensamma eller

jämförbara godkännandesystem inom EU.

Litteratur

Lag om tekniska egenskapskrav byggnadsverk, SFS 1994:847.

m.m.

Förordning om dzo. SFS 1994: 1215.

Svenska vatten- och avloppsverksiöreningen VA-verk 1994. Statistiska uppgifter över kommunala vatten- och avloppsverk. Statistik VAV S94. 1995.

148 Vatten 1996:124

4.5.2 Koppar i dricksvatten

Kritisk effekt: Oklart, eventuellt diarré hos

högexponerade småbarn

Känsliga grupper: Småbarn

Gränsvärde: 2 mg/l tjänligt med hälsomässig anmärkning

Intag via dricksvatten: Varierar med typ av vatten ledningssystem hos bam: mindre än 2 mg per dag, vanligen mindre än 0,5 mg per dag

Högexponerade: Små barn som föds upp välling baserad vatten från vattenledningar av koppar utsatta för korrosion

Koppar i dricksvattnet beror på att koppar frisätts från vattenledningsrör. Hur mycket koppar som frisätts beror vattnets och ledningarnas egenskaper. Koppar är det dominerande materialet i vattenledningsrör inomhus i Sverige. I nya installerade kopparrör är frisättningen av koppar särskilt hög Oskarsson 1989. Med tiden bildas en skyddande beläggning på ledningarnas insida varvid frisättningen av koppar minskar.

Höga kopparhalter i vattnet blågröna missfargningar i sani-

ger tetsgods, skador textilier vid tvätt, grönfärgning av hår vid hårtvätt och även kärv smak hos vattnet.

Halter i dricksvatten

I Stockholm undersöktes 1981 bl.a. kopparhalten i vatten från 20 olika tappställen. Värdena varierade mellan 0,008 och 0,2 mg/l, med ett medianvärde på 0,05 mg/l före spolning.

svensk studie observerades ökande kopparhalter med sjunkande

I en pH i enskilda brunnar Bensryd m.t1. 1994. De högsta halterna

1996: 124 Vatten 149

uppmättes till 0,35 mg/l med ett medianvärde 0,015 mg/l. Vatten med lågt pH som stått över natten i vattenledning kan ha kopparhalter på upp till 10 mg/l.

Hälsoeffekter

Vid höga doser, ca 10-15 mg/l, framkallar koppar magsmärtor och kräkningar. Kopparsulfat användes därför tidigare som kräkmedel vid förgiftningar. Den hälsocffekt som framför allt förknippas med koppar i dricksvatten är också av akuttoxisk karaktär. Det finns uppgifter som tyder att förhöjda kopparhalter ca l mg/l i dricksvatten kan orsaka diarréer hos småbarn, men detta är ärmu inte belagt. Resultaten från

en ny svensk studie väntas inom kort Pettersson och Rasmussen. Från den studien finns rapporterat att kopparhalten i dricksvatten l 176 prover före spolning överskred 2 mg/l i 10 % av vattenprovema. Ca 25 % av totalt 400 barn beräknades ha ett kopparintag mellan 0,5-l,0 mg per dag, medan intaget hos 10 % av barnen överskred l mg per dag. Nyligen publicerades en amerikansk rapport där man beskriver ett antal fallrapporter som indikerar att kopparhalter över 1,3 mg/l kan orsaka magbesvär Knobeloch 1994. En allvarlig form av levercirros, Indian Childhood Cirrhosis ICC, förknippas delvis med högt kopparintag. Sjukdomen, som oftast leder till döden, har varit en vanlig dödsorsak hos barn mellan l och 3 år i Indien. Orsaken till sjukdomen är inte klarlagd, men högt kopparintag nämns som en faktor. Årligen diagnosticeras i Sverige 10-15 nya fall av levercirros hos bam under 15 år. I de fall där kopparinlagring har skett i levern är orsaken i regel att barnet har anlag för Wilsons sjukdom, en ovanlig genetisk sjukdom som obehandlad leder till döden. I profylaktiskt syfte begränsar man kopparintaget hos patienterna Pettersson Sandström B M 1995.

Gränsvärden

Dricksvatten är enligt Dricksvattenkungörelsen SLV FS 1993:25 tjänligt med anmärkning, från såväl estetisk, teknisk som hälsomässig synpunkt, vid halter överskridande 2,0 koppar/l. Detta är även

mg WHO:s riktvärde. Enligt Livsmedelsverkets rekommendation bör vatten med så höga kopparhalter eller vid längre tids stillestånd, spolas någon minut innan det används till dryck och matlagning. Ett tekniskt och estetiskt gränsvärde har bestämts till 0,2 mg/l efter spolning då det finns risk för missfärgning av hår vid hårtvätt och sanitetsgods vid

150 Vatten 1996: 124

högre halter. Vid halter över l mg/1 finns det även risk for smakforändringar.

I övrigt rekommenderar Livsmedelsverket inte använder

att man varmvatten från kranen till dryck, välling eller matlagning, samt att

morgonen spolar ur det vatten som stått i fastighetens vattenman ledning över natten.

Riskbedömning

Det finns i dag inga säkra uppgifter huruvida höga kopparhalter i vaünet är förknippade med en risk vare sig för diarréer eller levercirros. De eventuella riskgruppema kan dock identifieras: flaskuppfödda småbarn som huvudsakligen föds upp välling gjord vatten från nyinstallerade vattenledningar eller från t.ex. försurade brunnar. Med tanke den mycket låga prevalensen ICC utan känd orsak i västvärlden ca 5 fall totalt i Europa torde risken vara mycket liten att kopparintaget via dricksvatten skulle initiera ICC.

Kopparhaltema i dricksvatten i Sverige kan komma upp i nivåer som exempelvis medför smakförändringar. Det finns indikationer på att hälsoeffekter kan uppkomma i form av mag- och tarmbesvär, men detta är ännu inte belagt. Om följer Livsmedelsverkets rekommenda-

man tioner enligt ovan kan man undvika sådana effekter, eftersom kopparhalten i dricksvattnet ofta drastiskt sjunker vid spolning.

Litteratur

Bensryd Rylander Högstedt B mfl. Effect of acid precipitations on retention and excretion of elements man. Sci Tot Environ l994;l45:8l-l02.

Knobeloch Ziamik M, Howard Theis B mfl. Gastrointestinal upsets associated with ingestion of copper-contarninated water. Env Health Persp l994,l02:958-96l.

Oskarsson A. Hälsorisker av förhöjda halter koppar i dricksvatten. Vår Föda l989;4l :257-259.

Pettersson Sandström B M. Copper. In: Risk evaluation of essential trace elements essential versus toxic levels of intake. Nord 1995: 18.

- Nordiska ministerrådet, Köpenhamn 1995.

Scheinberg I H Sternlieb non-Indian childhood cirrhosis caused by excess dietaxy copper Lancet 1994; 344: 1002-1004.

1996:124 Vatten 151

4.6 Desinfektionsbiprodukter

Kritisk effekt: Cancer

Gränsvärden: Trihalometaner 50 ;ag/l tjänligt

med anmärkning ur teknisk synvinkel

Intag: Medianhalt i ytvattenverk 7 ug/l, vilket

ger ett intag på 14 ;rg/dag

Överskridanden 3 % undersökta vattenverk

av

av gränsvärden:

Antal cancerfall: Osäkert. Troligen l fall per

Desinfektion -i första hand klorering av dricksvatten anses vara den

enskilda åtgärd räddat flest människoliv i världen. I stor skala

som började använda klorering av dricksvatten redan i början av 1900-

man talet. Ozon började också användas i början av seklet i Nice i södra Frankrike har det använts sedan 1906.

4.6.1 och förekomst

Bildning

Desinfektion av dricksvatten medför emellertid inte bara fördelar. Desinfektionsmedlen, är kraftiga oxidationsmedel, reagerar med

som naturligt förekommande organiskt material i vattnet, s.k. humusänmen, och ger upphov till en lång rad olika typer av biprodukter.

Klorering

I klorerat dricksvatten finns ämnen som kallas trihalo-

en grupp av metaner. Dessa ämnen består av kloroform och dess bromerade analog bromoform, samt bromdiklormetan och dibromklormetan. Förekomst

bromid i vattnet ökar halten bromerade föreningar. Under årens av av lopp har man kunnat påvisa förekomsten av flera hundra ytterligare biprodukter efter klorering. Cirka hälften dessa består av trihalometa-

av

I två svenska undersökningar från 1981 och 1994 var medelhalten ner. trihalometaner i ytvattenverk ca 11 ;tg/l respektive 7 ug/l. Den högsta

152 Vatten 1996: 124

uppmätta halten 1994 var 60 ;rg/l medan den 1981 140 ug/l.

var ca Dessa undersökningar omfattade 136 respektive 142 ytvattenverk.

Förutom trihalometaner är halogenerade ättiksyrør den

grupp av

förekommer i högsta halter efter klorering, 25 % alla ämnen som ca av desinfektionsbiprodukter. Andra ämnesgrupper är till exempel halogenerade acetonitriler drygt 10 % ketoner, aldehyder, fenoler, pikriner, cyanogena halider samt kloralhydrat och den starkt muta-

gena föreningenMY, 3-klor-4-diklormetyl-5-hydroxi-25H-furanon.

Den senare förekommer dock bara i nanogrammängder. Några undersökningar av halterna i svenskt dricksvatten finns inte av dessa armen.

Alternativa desinfektionsmetoder

Som alternativa desinfektionsmetoder används i större utsträckning än tidigare kloramin, klordioxid och ozon. Men också dessa ämnen ger upphov till biprodukter av olika slag. Vid ozonering dricksvatten

av bildas en lång rad änmen, framförallt aldehyder, och andra

syror föreningar. Om vattnet innehåller bromid bildas också bromerade föreningar och bromat i relativt höga koncentrationer.

Klordioxid ger upphov till klorit och klarat. Kloramin upphov

ger till samma ämnen som klor i lägre koncentrationen förutom

men

cyanogenklorid som förekommer i högre halter efter kloraminering än efter klorering.

4.6.2 Hälsoeffekter

Klorofonn, som är den biprodukt man finner i högst koncentrationer efter klorering, upphov till tumörer i djurförsök. Denna upptäckt

ger

har lett till mycket forskning om olika desinfektionsbiprodulcters toxikologiska effekter försöksdjur. Trots alla dessa undersökningar

finns det i dag tillräckligt bra undersökningar för endast ett fåtal alla

av de hundratals påvisade biproduktema. Ännu färre data finns för den direkta effekten på människan. För flera biproduktema finns det

av data som tyder eller visar att de är cancerframkallande i djurförsök. Huruvida detta betyder att de också kan ge upphov till cancer hos människan i betydligt lägre doser är däremot osäkert.

Man har också under årens lopp genomfört många epidemiologiska

undersökningar. Dessa undersökningar har varit retrospektiva, vilket

medför stora osäkerheter i bl.a. exponeringsuppskattningar. Flera undersökningar tyder ett visst samband mellan klorerat dricksvatten

1996: 124 Vatten 153

och ökad frekvens av tumörer i första hand i urinblåsan, men också

en i tjock- och ändtarmen. Andra undersökningar kan emellertid inte visa något sådant samband. Det internationella cancerforskningsinstitutet IARC har gjort bedömningen att det inte finns tillräckliga bevis för ett samband mellan klorerat dricksvatten och en ökad frekvens av cancer hos människa.

Förutom de fyra uihalometanema anser WHO att det är viktigast att sätta nationella gränsvärden för kloralhydrat och klorit, bromat, di- och triklorättilcsyra. Av mindre betydelse är 2,4,6-triklorfenol, formaldehyd, acetonitrilema och cyanogenklorid.

Om tar hänsyn till uppmätta halter och misstänkta toxikolo-

man

giska effekter är enligt Bull 1993 de viktigaste kloreringsbipro-

duktema bromdiklormetan samt di-och triklorättiksyra. Baserat dagens kunskap anser Bull att eventuella cancerrisker till följd av klorering av dricksvatten mest torde bero på haloättiksyror. IARC har dock inte ansett det möjligt att bedöma di-och triklorättiksyromas cancereffekter.

I Finland påvisades först den klorerade furanonen AM i nanogrammängder. Denna har visat sig svara för den allra största delen av ett klorerat dricksvattens mutagena aktivitet. MX är mycket reaktiv och inaktiveras troligen snabbt i magsäcken. l övrigt finns nästan inga toxikologiska data om denna substans. WHO ansåg det inte möjligt vid

1992 års revidering av sina dricksvattenriktvärden att göra någon bedömning av MX.

Om bromid finns närvarande i vattnet kan också bromerade ättiksyror bildas vid klorering. För denna grupp av ämnen finns inga toxikologiska data att grunda några gräns- eller riktvärden på men speciellt monobromättiksyra kan förväntas vara mer potent än andra

varianter av haloättiksyror.

Av alla misstänkta cancerogena biprodukter bromat,

anses som bildas vid desinfektion med ozon, vara den mest potenta.

4.6.3 Gränsvärden

I den svenska dricksvattenkungörelsen finns ett s.k. tekniskt gränsvärde

för trihalometaner på 0,05 mg/l, med kommentaren att överskridande indikerar att beredningen av dricksvattnet fungerar otillfredsställande, att klordosen och vattnets halt av organiska ämnen kan vara för hög. Det finns också ett riktvärde 0,02 mg/l, som man bör sträva efter att inte överskrida.

I EG:s dricksvattendirektiv sägs bara att trihalometanhalten ska

vara så låg som möjligt. I förslaget till nytt dricksvattendirektiv föreslås

154 Vatten 1996: 124

emellertid gränsvärden för bromat 10 ;tg/L för bromdiklormetan 15 ,ag/l samt for kloroform 40 ,Mg/LHalten bromdiklonnetan föreslå kunna tillåtas upp till 25 ;rg/l om samtidigt klorofomrhalten inte tillåts överstiga 30 rig/l.

WHO har i sin senaste revidering av sina riktlinjer för dricksvattenkvalitet utarbetat riktvärden för en rad olika desinfektionsbiprodukter, inte bara sådan som uppstår vid klorering.

4.6.4 Riskbedömning

Den största andelen av desinfektionsbiproduktema i ett klorerat dricksvatten utgörs av trihalometanema. Av dessa är kloroform den

förekommer i högst halter. Uppmätt medianvärde för trihalosom metaner vid 142 svenska ytvattenverk 1994 var 7 ;tg/L För att göra en överslagsberäkning av hur många cancerfall som kloroform skulle kunna ge upphov till, kan man anta att av dessa 7 ;rg/l är 5 ,ag/l kloroform. Med utgångspunkt från WHO:s riktvärde 200 ;rg/l som ska motsvara en livstids cancerrisk l05, skulle livstidsrisken för 5 Mg/l 2-10". Detta motsvarar i så fall 0,02 fall i Sverige.

vara ca per

Bromdiklormetan har ett riktvärde WHO 60 ;tg/l motsvarande

livstidsrisk på l05. I 1994 års svenska undersökning låg halten en av detta ämne i de flesta vattenverk under l lig/l. Om man beräknar antalet möjliga cancerfall i Sverige utifrån en medelkoncentration 1 ug/l skulle detta ge 0,01-0,02 cancerfall per i Sverige.

Det finns inte något underlag för att beräkna eventuella cancerfall för andra ämnen då inga analysresultat finns.

4.6.5 Sammanfattande bedömning

Mot bakgrund av de stora hälsoproblem förekomsten olika

som av slags mikroorganismer i dricksvatten kan ge upphov till,

anses fördelarna med desinfektion av vattnet överväga det faktum att denna behandling kan ge upphov till oönskade biprodukter. Detta är klart uttalat av WHO som anser att man inte får kompromissa med

en effektiv desinfektion av dricksvatten för att nedbringa halten

av biprodukter.

Detta är emellertid inget skäl för att inte vid bered-

vara noggrann ning av dricksvatten. Genom att välja en vattentäkt god kvalitet,

av avlägsna organiskt material i förbehandlingen samt hålla god

en kontroll över tillsatt dos desinfektionsmedlet, kan minska

av man mängden bildade biprodukter vid desinfektion.

1996: 124 Vatten 155

Litteratur

Bull R Toxicology of disixifectants and disinfectant by-products in safety of water disinfection: Balancing chemical and microbial risks, p

239. se nedan

Craun G F et al. Balancing chemical and microbial risks of drinking water disinfection: Part Beneñts and potential risks. J Water SRT-Aqua Vol.43, No pp. 192-199, 1994. Part II. Managing the risks. J Water SRT-Aqua Vol.43, No pp. 207-218, 1994.

Craim G F red.. Safety of water disinfection: Balancing chemical and microbial risks. ILSI Press, Washington DC 1993.

Fawell J ONeill G. Toxicity and risk assessment of bromate. Water Supply, vol 13, No l Paris, pp 29-33, 1995.

Federal Register, USA. v01 59, No 45, Friday July 29,1994; Part p 38668.

IARC Monograph 52; 1991.

IARC Monograph 63; 1995.

WHO. Guidelines for drinking water quality. 2nd ed. Vol Recommendations. WHO, Geneve 1993.

156 Vatten 1996:124

4.7 Radon i dricksvatten

Kritisk effekt: Cancer

Föreslagna gränsvärden: 100 Bq/ l för allmänt vatten, tjänligt med hälsomässig anmärkning

500 Bq/l för enskilda vattentäkter

tjänligt med hälsomässig anmärkning

1 000 Bq/l otjänligt

Antal cancerfall/år: Ca 35-75

Överskridande gränsvärden: Kan förekomma i områden där

av

radonhalten är hög i berggrunden

Radioaktiv radongas förekommer naturligt i grundvatten. Särskilt höga halter kan finnas i vatten från bergborrade brunnar. Däremot finns inte radon i ytvatten och endast i lägre halter i grundvatten från lösa jordlager. Detta innebär att vattenradon framför allt är ett problem för den enskilda vattenförsörjningen där bergborrade brunnar är vanligt förekommande.

När dricksvattnet används i hushållet avgår det mesta radonet snabbt till bostadsluñen och kan bidra till det luftradon ofta också

som tillförs från byggmaterial och marken via husgrunden. Se vidare kapitel 3.3. 13, om radon i inomhusluft.

4.7.1 Förekomst och exponering

Höga radonhalter i grundvatten i berggrunden kan bildas genom att några av ämnena i den sönderfallskedja som radon tillhör, genom naturliga kemiska reaktioner utfälls och anrikas i de spricksystem genom vilket grundvattnet rinner fram. Radon avgår till vattnet vartefter de radioaktiva ämnena, främst uran och radium, sönderfaller i utfällningama. En borrad brunn genom dessa spricksystem kan därmed ge radonhaltigt vatten. Halterna i bergborrade brunnar ligger vanligen mellan lO och l 000 Bq/l Bqbecquerel, en enhet för

1996: 124 Vatten 157

strålningsalçtivitet, men det förekommer också så höga halter som 10 000-50 000 Bq/l.

I grävda brunnar, rörspetsbrunnar och liknande brunnskonstruktio-

i lösa jordlager, bestäms radonhalten av radiumhalten i den jord ner som omger brunnen. Detta innebär att radonhaltema generellt sett blir betydligt lägre i grävda brunnar jämfört med bergborrade. I grävda brunnar sänks dessutom vattnets radonhalt genom att radon dels avgår till luften, dels sönderfaller innan det hinner förbrukas. Radonhalten i grävda brunnar ligger vanligen i intervallet 10-300 Bq/l.

För större så kallade forrnations- och rörbrunnar belägna i grusformationer och vanliga i den kommunala vattenförsörjningen, blir radonsituationen jämförbar med den i de grävda brunnarna. Vare sig vattnet i dessa brunnar är naturligt eller bildat genom så kallad konstgjord infiltration blir radonhaltema låga, vanligen under 100 Bq/l.

De radonrika brunnarna är vanligast i regioner med uranrik berggrund, såsom t.ex. vissa graniter och pegmatiter. Sådana områden finns t.ex. i Bergslagen och östra Mellansverige. I Bohuslän finns ett större sammanhängande område med en stor andel bergborrade brunnar

kanske närmare 50 % med radonhalter över 500 Bq/l. Andra

riskornråden finns i Blekinge, kring Bråviken, Hälsingland, östra Jämtland samt inre delar och längs kusten av Väster- och Norrbotten.

Det finns dock ingen typ av berggrund där man säkert kan säga att grundvattnet vanligen har låg radonhalt och det går inte att, utifrån kimskap berggrunden och radonhalter i närliggande brunnar samt

om andra data, med säkerhet förutsäga vilken radonhalt ett visst brunnsvatten har.

4.7.2 Hälsoeffekter

Radon kan ge upphov till lungcancer men sannolikt också till andra tumörtyper. Flertalet fallen är dock lungcancer, till följd av in-

av andning av det radon som avgår till luften när vattnet hanteras i hushållen. En mindre del av fallen antas vara andra cancerformer som orsakas av det radon som intas med dricksvatten.

Riskbedömning

Under senare har synen hälsorisker från radon skärpts. Man anser

att radon som förtärs medför en större hälsorisk jämfört med nu tidigare bedömningar. Detta gäller framför allt risker för små barn vid förtäring av radonhaltigt vatten. Strålskyddsinstitutet har tillämpat de

158 Vatten 1996: 124

nya riskberälcningama på svenska förhållanden och gjort teoretiska kalkyler av antalet cancerfall i den svenska befolkningen till följd av radon i dricksvatten inandning och förtäring:

Tabell 4.7.1. Beräknat antal cancerfall i Sverige till följd av radon i dricksvatten

medelvärde 55

93-34, SSI-information 94-06, Statens strálskyddsinstitut

Ifgålårrl9S9SÅ-rapport

10-20 av cancerfallen kan antas vara orsakade av förtäring av radonhaltigt vatten och avser då i första hand cancer i mag-tarmkanalen. Resten avser lungcancer till följd av inandning av radon som avgått till luften från vattnet.

För enjämförelse av ovanstående beräkningar med de beräkningar som

finns av antalet årliga lungcancerfall i Sverige orsakade radon i

av bostadsluft, hänvisas till kapitel 3.3. 13.

Gränsvärden

Följ ande gränsvärden för radon i dricksvatten har beslutats av Livsmedelsverkets styrelse i november 1995. Beslutet har överlärrmats till regeringen för fastställande med hänsyn taget till de ekonomiska konsekvenserna för landets kommuner.

Gränsvärdet 100 Bq/l ger bedömningen "tjänligt med hälsomässig -

anmärkning" och gäller allmänt vatten. Gränsvärdet 500 Bq/l medför bedömningen "tjänligt med

-

hälsomässig anmärkning" och tillämpas för enskilda täkter.

Gränsvärdet 1 000 Bq/l bedöms som "otjänligt" och tillämpas på -

alla slags dricksvattenprov.

1996:124

Radon i vatten kan avlägsnas genom luftning. Små vattenmängder, t.ex. vatten som ska drickas av små bam, kan luftas med enkla medel. För att hindra att vattenradon bidrar till bostadsluftens radonhalt måste allt hushållsvatten åtgärdas, vilket kräver installation av så kallade radonavskiljare. Sådana finns i dag kommersiellt tillgängliga och preliminära tester visar att flera fabrikat fungerar tillfredsställande.

4.8 och andra

Bekämpningsmedelsrester organiska föroreningar

Bekämpningsmedel

Effekter: Beror på påvisat ämne

Känsliga grupper: Går att definiera

Gränsvärden: Icke påvisbara i vatten, WHO har

riktvärden för vissa

Intag: Går att beräkna

Överskridande gränsvärden: Påvisad förekomst i första hand

av

i grundvattentäkter av atrazin,

desetylatrazinoch2,6-diklorbenz-

amid

Under 1980-talet fann man rester av bekämpningsmedel i grund- och ytvatten. Debatten om risken för förorening av dricksvattentäkter med bekämpningsmedelsrester blev då allt livligare, både i Sverige och andra länder. Framförallt blev man medveten om att det finns risk för att också grundvattnet kan förorenas av bekämpningsmedel som används i omgivningen. Orsaken till föroreningen kan vara slarv vid t.ex. påfyllning och rengöring av sprutor eller oförsiktig besprutning men det har visat sig att förorening också kan uppstå vid normal användning.

160 Vatten 1996: 124

4.8.1 Förekomst

Livsmedelsverket utför sedan 1988 kontinuerligt riktade undersökningar av bekämpningsmedelrester i dricksvattentäkter. I första hand analyseras vatten från särskilt riskutsatta täkter. Både ytvatten och

grundvatten har ingått i undersökningama.

Trots att riskutsatta täkter valts visar resultaten att vattnet endast i

liten utsträckning är förorenat med bekämpningsmedelsrester. I

grundvattentäkter är det framför allt bekämpningsmedlet

rester av atrazin, dess nedbrytningsprodukt desetylatrazin samt 2,6-d1klorbenzamid som är en nedbrytningsprodukt av diklobenil, som påvisats. Halterna av dessa ämnen varierade från nmt påvisningsgränsen 0,05-O,1 ;tg/l till 0,7 ug/l. I någon enstaka ytvattentäkt har MCPA i låga koncentrationer påträffats vid ett flertal olika provtagningstillfällen. Detsamma gäller bentazon och mecoprop. Rester av ett så

kallat lågdospreparat tifensuljfuron har under 1995 för första gången

i Livsmedelsverkets undersökningar återfunnits i två ytvattentäkter vid ett av tre provtagningstillfallen. I båda fallen låg halten runt påvisningsgränsen 0,0l ;tg/l. Andra undersökningar anordnade av bland annat kommuner visar att atrazin och dess nedbrytningsprodukter förefaller vara de vanligast förekommande bekämpningsmedelsrestema i grundvatten. I vissa privata, grunda brunnar har betydligt högre halter påvisats upp till

ca 20 ,ug/l än i Livsmedelsverkets undersökning.

Atrazin och diklobenil, som numera är förbjudna av Kemikalieinspektionen för användning i Sverige, förekom i ogräsmedlet Totex. Detta medel användes i stor utsträckning för ogräsbekämpning på grusade ytor, jämvägsbankar, vägrenar och liknande.

Det är inte alltid som några tydliga föroreningskällor kan identifieras när atrazin m.m. påvisats i en täkt.

4.8.2 Hälsoeffekter

I djurförsök har atrazin visat sig ge upphov till bröstkörteltumörer hos råtta. Det är sannolikt att mekanismen för denna inte är

process genotoxisk. På möss har man inte sett någon signifikant ökning tumörer.

av Det internationella cancerforskningsinstitutet IARC har klassat atrazin som möjligen cancerframlcallande på försöksdjur grupp 2b.

2,6-diklorbenza1nid liksom modersubstansen diklobenil har i djurförsök givit upphov till skador på luktslemhinnan i näsan hos råtta och mus. Diklobenil har dock betydligt större effekt än sin nedbrytningsprodukt. Detta har visats i svenska studier. För 2,6-

nya

1996:124

diklorbenzamid finns i övrigt inga toxikologiska data publicerade, medan i äldre studier med diklobenil sett lever- och njurskador hos

man försöksdjur.

4.8.3 Riskbedömning

Det finns inte några data möjliggör en beräkning av hur många

som människor exponerade för bekämpningsmedelsrester i

som kan vara dricksvatten. Trots att Livsmedelsverkets undersökningar har varit riktade mot vattentäkter befarades vara förorenade har det visat sig

som att det endast i mycket liten del grundvattentäktema och i en än

en av mindre del ytvattentäkterna har påvisats rester av bekämpningsme-

av del. Därför är antagligen risken mycket liten att majoriteten av befolkningen, dricksvatten kommer från ytvattentäkter, utsätts för

vars rester av bekämpningsmedel via sitt dricksvatten. Det föreligger däremot viss risk får sin Vattenförsörjning från grund-

att personer som vatten kan förorenat vatten, speciellt om vattentäkten är en grävd brunn i jordbruksmark eller är omgiven av t.ex. en gårdsplan som behandlats med ogräsmedel, även om detta skett för många sedan.

4.8.4 Gränsvärden

I Livsmedelsverkets kungörelse om dricksvatten SLV FS 1993:35 föreskrivs att bekämpningsmedelsrester inte får påvisas i dricksvatten. Varje fynd ska bedömas änligt med anmärkning, vilket medför

som att utredning om åtgärder och orsak till fyndet måste vidtas. Om vattnet ska att använda under utrednings- och åtgärdstiden eller bedömas

otjänligt Livsmedelsverket från fall till fall. som avgörs av

I EG:s dricksvattendirektiv finns ett gränsvärde 0,1 ;tg/l för varje enskilt bekämpningsmedel samt ett gränsvärde 0,5 tag/l för summan

samtliga förekommande bekämpningsmedelsrester. Gränsvärdet på av 0,1 tig/l är i princip detsamma som det svenska, eftersom påvisningsgränsen för de allra flesta ämnena låg runt detta värde när gränsvärdet fastställdes 1980.

I den senaste upplagan av WHO:s Guidelines for drinking water quality 1993, åsattes en rad olika bekämpningsmedel toxikologiskt grundade riktvärden, beräknade utifrån ett livslångt intag av två liter vatten dag hela livet. WHO:s riktvärden är för atrazin 2 ug/l,

per MCPA 2 lig/l, mecoprop l0 ;tg/l och för bentazon 30 ;tg/l För dildobenil finns inte något av WHO satt riktvärde. Detta gäller också för nedbrytningsproduktema från både detta ämne och från atrazin.

162 Vatten 1996: 124

4.8.5 Slutsatser och sammanfattning

I allmänna ytvattentäkter är risken att återfinna bekämpnings-

rester av medel relativt liten, medan risken är något större för grundvattentäkter, speciellt grävda sådana. De oftast återfunna bekämpningsmedelsresterna är atrazin, dess nedbrytningsprodukt desetylatrazin samt 2,6diklorbenzamid, en nedbrytningsprodukt av diklobenil.

Diklobenil och atrazin har varit förbjudna sedan början av 90-talet och förekomsten i vatten i dag visar att de bryts ned mycket långsamt och kan transporteras ner till djupt liggande vattenförande lager. Man kan förvänta sig att återfinna dessa ämnen ännu många grund av deras motståndskraft mot nedbrytning och deras relativt stora rörlighet. Det förefaller osannolikt att rester av bekämpningsmedel i dricksvatten skulle utgöra någon hälsorisk för gemene man i Sverige.

4.8.6 Andra organiska ämnen

Förekomst

Några motsvarande undersökningar för andra organiska ärrmen är inte utförda i svenska vattentäkter. Påvisad förekomst finns i några fall där man förekommen anledning analyserat ett vatten med avseende på något speciellt änme.

I en kommun har rester av trikloretylen påvisats i grundvattnet i låga halter. Förekomsten ansågs ha samband med den vidsträckta militära verksamheten i kommunen som 1940-talet innebar användning av trikloretylen för avfettning av vapen och materiel. Lång tid hade förflutit sedan oskyddad användning av lösningsmedlet hade upphört.

Gränsvärden

Några gränsvärden för olika organiska ämnen som föroreningar finns inte i dricksvattenkungörelsen, förutom för PAH 0,2 lig/l och mineraloljor, emulgerade eller upplösta efter extraktion 10 ug/l. Dessa gränsvärden infördes i de svenska bestämmelserna vid EESavtalets ikraftträdande, men gränsvärdet för mineraloljor föreslås utgå i nästa EG-direktiv om dricksvatten. I övrigt tillämpar Livsmedelsverket samma synsätt som för bekämpningsmedelsrester, dvs. att påvisbara halter av organiska föroreningar inte får förekomma i dricksvatten och att eventuell förekomst ska bedömas änligt med

som

1996:124

anmärkning. Om vattnet kan användas under utrednings- och åtgärdstiden måste bedömas från fall till fall.

I WHO:s Guidelines for drinking water quality finns hälsomässigt

grundade riktvärden för en lång rad organiska ämnen.

4.8.7 Litteratur

EG-direktiv 80/778 om vatten som är avsett för human konsumtion.

Eriksson C. Herbicide-induced toxicity the nasal olfactory mucosa: Studies on dichlobenil and chlorthiamid. Swedish University of Agricultural Sciences, Department of Pharmacology and Toxicology, Faculty of Veterinary Medicine. Uppsala 1995.

Livsmedelsverket. Kungörelse om dricksvatten, SLV FS 1993:35

Sandberg Erlandsson Rosling D. Pesticide residues selected drinking water supplies in Sweden. Vatten 52: 19-23. Lund 1996.

Sandberg Erlandsson B. Bekämpningsmedelsrester i vattentäkter och dricksvatten. Vår Föda 1990; 4-5: 224-234.

WHO. Guidelines for drinking water quality. 2nd ed. Vol Recommendations. WHO, Geneve 1993.

164 Vatten 1996: 124

9 Nitrat

Kritisk effekt: Methemoglobinemi syrebrist i

blodet

Känsliga grupper: Spädbarn yngre än 3-6 mån.

Gränsvärden:

I vatten: 10 mg/l, som nitratkväve tjänligt

med hälsomässig anmärkning

Nitrit: 0,3 mg/l, som nitritkväve

otjänligt

ADI, från föda: 3,65 mg/kg kroppsvikt 255 mg för

en person 70 kg

Intag via grönsaker:

medelvärde män: 21 mg/dag,

högkonsumenter 72 mg/dag

medelvärde kvinnor: 18 mg/dag

högkonsurnenter 63 mg/dag

Överskridande gräns- 12 000 brunnar 35 000

av ca exponera-

värdet någon gång per år: de personer

Naturligt är nitrathaltema i grundvatten mycket låga, men kan påverkas av användningen av både stall- och handelsgödsel liksom av luftburet nedfall av kväveoxider. Normalt återfinns inte förhöjda halter nitrat i grundvattnet inom skogsområden, men speciellt efter kalavverkning brukar halterna i grundvattnet öka under en period av upp till 5 eller 6

innan det åter råder en balans mellan växtupptag och nitratbildning. Grundvattenutredningen, SOU 1995:45

Nitrat förekommer i de flesta av våra grönsaker, men halten påverkas av flera olika faktorer såsom typ och sort grönsak,

av gödseltyp, mängd gödsel, odlingstemperatur och ljusintensitet.

4.9.1 Förekomst

Höga halter av nitrat i grundvatten har påträffats framför allt i områden med lättgenomsläppliga åkerjordar och där stora gödselgivor används under en kort växtperiod. Av den anledningen är det främst i landets

1996:124 Vatten 165

jordbruksintensiva områden som förhöjda halter nitrat i grundvattnet återfinns. Det är framför allt i grävda brunnar som vattnet innehåller förhöjda halter av nitrat. Enligt Grundvattenutredningen kan ända upp till 40 procent 80 000 av landets grävda brunnar någon gång under året ha problem med förhöjda nitrathalter. I data redovisade av Naturvårdsverket och Sveriges Geologiska Undersökning SGU uppges att 13 procent av de undersökta grävda brunnama hade vatten som innehöll nitrathalter över värdet för "tjänligt med anmärkning" Smg/l nitratkväve och att i 5 procent av dessa brunnar var vattnet otjänligt 10 mg/1 nitratkväve. Motsvarande andelar för bergborrade brunnar i denna undersökning var 3 resp 1 procent. Grundvattnets kemi i Sverige. Naturvårdsverket, rapport 44 l 5

Höga halter nitrat, upp till flera tusen mg/kg, förekommer i sallat, framförallt växthusodlad, spenat och rödbetor. Under 1995 har Livsmedelsverket undersökt halterna i 13 olika slags grönsaker från 10 olika platser över hela Sverige. Utifrån denna undersökning har intaget

nitrat beräknats till i genomsnitt 21 mg/dag för män och 18 mg/dag av för kvinnor. För bam mellan 7 och 15 är det beräknade dagliga intaget bara obetydligt lägre. Det största bidraget till nitrat från kosten kommer från potatis men också, på grund av sina höga halter, från de olika sallatsproduktema trots den ringa konsumtionen.

4.9.2 Hälsoeffekter

Från tillgängliga toxikologiska och epidemiologiska studier kan man dra slutsatsen att nitrat i sig har relativt låg toxicitet. I kroppen, huvudsakligen i saliven, omvandlas emellertid nitrat till nitrit, som är

toxiskt. En viktig hälsoelfekt, i första hand hos spädbarn, är nitrits mer medverkan vid uppkomsten av methemoglobin, som inte kan transportera syre i samma utsträckning som normalt hemoglobin, och därför kan

upphov till syrebrist i kroppen, s.k. methemoglobinemi. ge En annan viktig faktor är risken för att cancerframkallande nitrosaminer ska

bildas i mag-tannkanalen. Epidemiologiska studier har emellertid

hittills inte kurmat visa något samband mellan exponering för nitrat och ökad risk för cancer hos människa. Tvärtom finns det bevis för att en hög konsumtion av grönsaker och därmed följande högt nitratintag minskar risken för uppkomst cancer. Sannolikt beror denna effekt

av på skyddande faktorer i grönsakerna.

Uppkomst av methemoglobinemi hos späda bam förefaller vara förknippad med ökad kroppsegen bildning nitrat och nitrit imag-

av tamikanalen vid maginfektioner, och inte bara med förhöjt nitratintag. Risken för uppkomst av methemoglobinemi föreligger framförallt hos

166 Vatten 1996: 124

bam som får modersmjölksersättning, beroende på att de kan utsättas för förhöjda halter av nitrat från vattnet, men också på att bakteriefloran i magen hos dessa barn kan omvandla nitrat till nitrit i större utsträckning än hos ammade barn. Magsäckens pH är högre hos spädbarn än hos wxna, vilket underlättar ombildningen till nitrit. Spädbarn har också under de första månaderna av sitt liv en variant

av hemoglobin s.k. fetalt hemoglobin som lättare omvandlas till methemoglobin än vad vanligt hemoglobin gör. Dessutom har spädbarn brist

det enzym som bryter ner methemoglobin. Hos människor som har ett förhöjt pH i magsäcken ökar mängden nitrat som omvandlas till nitrit och denna grupp av märmiskor skulle också kunna utgöra

en riskgrupp vid högt nitratintag.

Nitrit kan bildas genom ammoniurnreduktion i ledningsnät, och kan också finnas naturligt i djupa brunnar vid syrebrist i vattnet. EU:s vetenskapliga kommitté för livsmedel har under 1995 ort en förnyad bedömning av nitrats och nitrits toxicitet och bekräftat de tidigare fastställda tolerabla dagliga intagen för vuxna för de båda ärrmena. Dessa uppgår till 3,65 mg/kg kroppsvikt för nitrat och 0,06 mg/kg kroppsvikt för nitrit. Värdena är dock inte baserade på risk för cancer eller methemoglobinemi, utan toxiska effekter binjuren hos råtta. Späda barn bör enligt direktiven inte omfattas av dessa TDI-värden, och man bör vara restriktiv med att alltför tidigt ge spädbarn grönsaker som innehåller nitrat i betydande mängder.

4.9.3 Riskbedömning

För späda barn som är flaskuppfödda kan förhöjda halter nitrat i vattnet under vissa förhållanden utgöra en viss risk för methemoglobinemi, och vatten till modersmjölksersättningar bör därför inte ha förhöjda nitrathalter.

Mot bakgrund av de beräkningar som gjorts av den svenska befolkningens nitratintag via grönsaker kan man dra slutsatsen att det knappast föreligger någon risk att TDI-värdet för nitrat överskrids i Sverige. Möjligen kan vegetarianer och veganer som har en diet som innehåller stor andel bladgrönsaker och t.ex. rödbetor, ligga i närheten av eller kanske till och med överskrida TDI-värdet, i synnerhet om de samtidigt får vatten från en täkt med förhöjda nitrathalter.

1996: 124 Vatten 167

4.9.4 Gränsvärden

I Livsmedelsverkets dricksvattenkungörelse SLV FS 1993:35 finns gränsvärden för när ett vatten ska bedömas "tjänligt med anmärk-

som ning" respektive "otjänligt". För nitrat finns två värden för "tjänligt med anmärkning". 5 mg/l som nitratkväve är satt ur teknisk synvinkel då det indikerar påverkan från föroreningskälla. Vid 10 mg/l ges en hälsomässigt baserad anmärkning. I dricksvattenkungörelsen sägs också att vatten med förhöjda halter inte bör ges till bam under ett år. EG:s dricksvattcndirektiv både det nuvarande och förslag till ett nytt föreskriver en högsta tillåten halt 50 mg/l nitrat ungefär 10 mg/l nitratkväve. För nitrit hälsomässig anmärkning vid 0,05 mg/l

anges

nitritkväve det finns också ett gränsvärde för "otjänligt" som men

0,3 mg/l.

I Sverige finns inte några gränsvärden för nitrat i grönsaker, medan detta förekommer i rad andra länder i Europa. l de allra flesta fall

en gäller detta sallat och spenat samt barnmat. Inom EU diskuteras, sedan några tillbaka, gemensamma gränsvärden för dessa tre typer livsmedel.

4.9.5 Litteratur

Aastrup M, Thunholm Johnson Bertills U, Bemtell A. Grundvattnets kemi i Sverige. Naturvårdsverket och Sveriges Geologiska Undersökning. Rapport 44 15.

EU-kommissionens vetenskapliga kommitté för livsmedel. Opinion on nitrate and nitrite, 22 september 1995.

Grundvattenutredningen. Grundvattenskydd. slutbetänkande av Grundvattenutredningen. SOU 1995:45.

Livsmedelsverket. Kungörelse om dricksvatten. SLV FS 1993 :35.

Möller H. Adverse health effects of nitrate and its metabolites: Epidemiological studies in Humans. Council of Europe. International workshop on health aspects of nitrate and its metabolites. Bilthoven 8-10 November, 1994.

Speijers G J A. Different approaches of establishing safe intake levels for nitrate and nitrite. Council of Europe. International workshop on

168 Vatten 1996: 124

health aspects of nitrate and its metabolites. Bilthoven 8-10 November, 1994.

Walker R. The Conversion of nitrate into nitrite on several animal species and man. Council of Europe. International workshop on health aspects of nitrate and its metabolites. Bilthoven 8-10 November, 1994.

4.10 Fluorid i dricksvatten

Kritisk effekt: Tandemalj skador, osteofluoros inlagring

av fluor i skelettet

Kariesförebyggande i halter mellan 0,8-l,3

mg/l

Känsliga grupper: Förskolebarn

Gränsvärden: 1,3 mg/l änligt med hälsomässig anmärk-

ning

6 mg/l otjänligt

Intag: Beror helt halten i dricksvatten

överskridande Ca 50 000 privata brunnar och 80-90

av ca

gränsvärden: kommunala grundvattentäkter har halter

som överstiger 1,3 mg/l

4.10.1 Förekomst

Fluor är det 13:e vanligaste grundämnet i jordskorpan och förekommer som förening med andra grundämnen i berggrund, mineraler och olika jordarter. Dessa tluorföreningar är i viss utsträckning vattenlösliga och allt vatten innehåller därför fluorid. I världshaven är fluorhalten 0,8-1,4 mg/l medan vattendrag och sjöar har en halt av fluorid mellan 0,1 och 0,3 mg/l. I svenska grundvatten har lluoridhalter på 0,2-l7 mg/l uppmätts men kan i andra länder vara ännu högre. Förekomsten i grundvatten beror den omgivande berggrundens geokemiska sammansättning.

1996: 124 Vatten 169

Oorganiska fluorföreningar används vid aluminiumproduldion och

dessutom frigörs fluorid vid framställning och användning av fosfat-

gödningsmedel.

Det finns uppskattningsvis 400 000 enskilda brunnar för pennanentboende, av vilka ca hälften utgör borrade brunnar. I Naturvårdsverkets och SGU:s Sveriges Geologiska Undersökning sammanställning Grundvattnets Kemi i Sverige, presenteras fluorid-

av förekomster i svenska brunnar. Utifrån dessa data kan man beräkna att endast 8 % av jordbrunnar grävda brunnar innehåller fluorid i en

ca halt överstiger 0,8 mg/l under denna halt finns ingen karies-

som förebyggande effekt, se nedan. Medianvärdet i grävda brunnar är 0,2 mg/l. Av bergbrumiama borrade brunnar har över 55 % en fluoridhalt på över 0,8 mg/l. Drygt 25 % av bergbrunnama har fluoridhalter mellan 1,6 och 6 mg/l. Omkring 0,6 % av bergbrunnama beräknas ha

halt över 6 mg/l gränsen för otjänligt. en

Av l 800 kommunala grundvattentäkter har 89 stycken rapporterat att de har en fluoridhalt som överstiger 1,3 mg/l motsvarar tjänligt med hälsomässig anmärkning. Av dessa försörjer 80 stycken färre än l 000 Endast någon enstaka kommunal brunn har halter som

personer. överstiger 2,5 mg/l.

Födans halt av fluorid är generellt sett låg och konstant och dess bidrag till intaget beräknas uppgå till högst ca l mg per dag. Te, fisk och grönsaker kan ha relativt höga halter. Om vattnets innehåll av fluorid överstiger 1,0 mg/l är dock intaget via vatten helt avgörande. För flaskuppfödda bam är vattnets fluoridhalt också helt avgörande för intaget. Barn ammas beräknas i sig mycket små mängder.

som

4.10.2 Hälsoeffekter

Fluoridens kariesskyddande effekter är välkänd och det anses att halten fluorid i vatten måste uppgå till minst 0,8 mg/l för att en sådan positiv effekt ska uppstå. Vid hög tillförsel under barndomen, då tänderna mineraliseras, inlagras fluor i emaljen, i dentinet tandbenet och i tandcementen. Störningar emaljbildningen kan då uppträda och fläckar på emaljen, s.k. emaljjluoros, uppkomma. Redan vid den halt som anses som optimal 1-1,2 mg/l för att förebygga kariesangrepp kan det hos 25-50 % barnen uppträda vita fläckar emaljen. Vid

av halter som överstiger 1,5 mg/l kan missfargad emaljfluoros uppkomma. Dessa skador kan undvikas om man under förskoletiden minskar barnens fluoridintag genom att de får tillgång till annat vatten.

Det finns inga undersökningar över frekvensen av emaljfluoros i Sverige. Från andra länder som USA, Canada och Australien har

170 Vatten 1996: 124

rapporterats ökande frekvens av emalj fluoros hos barn. I dessa länder förekommer fluoridering av vattnet många platser, vilket kan påverka frekvensen. I Sverige är det inte tillåtet att tillsätta tluorid till dricksvatten och sedan 1987 ges inte längre fluortabletter till bam och inte heller används fluorsköljning. Allt större andel, i dag 90-95 %, av den svenska befolkningen använder emellertid fluortandlcräm. Mot denna bakgrund bör det komma till stånd undersökning av frekvens-

en en av emalj fluoros i Sverige.

Vid ett högre intag av fluorid dagligen under många kan skelettfluoros osteofluoros, det vill säga en ogynnsam hög inlagring av fluor i skelettet och för stor nybildning av ben ske. Skadorna kan vara av mycket allvarligt slag och även vara klart invalidiserande. Under de senaste 30-40 åren finns i USA endast beskrivet fem fall av osteofluoros i litteraturen. l tropiska länder däremot, t.ex. Indien, Kina och Tanzania, där man i vissa områden har mycket höga fluoridhalter i dricksvattnet, har man konstaterat att miljontals människor lider av denna sjukdom. Det finns mycket som talar för att, förutom hög fluoridhalt i dricksvattnet, andra faktorer i väsentlig grad bidrar till att människor i dessa länder drabbas i så stor utsträckning. Sådana faktorer är t.ex. undemäring, brist kalcium och protein, hårt arbete och varmt klimat, vilket ger en ökad vattenkonsumtion. Sannolikt innehåller också födan högre fluoridhalter vilket ytterligare skulle kunna öka intaget.

4.10.3 Riskbedömning

Det föreligger risk för bam som dricker vatten med fluoridhalter från ca 1,0-1,5 mg/l att drabbas av bestående fläckar och vid högre halter allvarligare skador emaljen kariesliknande.

Baserat på de ovan nämnda uppgifterna finns det minst 50 000 brunnar där det finns risk för att bam får emaljskador om de dricker vattnet. I Grundvattenutredningen anges att ca 20 000 bergbrunnar bedöms ha fluoridhalter högre än 1,5 mg/l. Baserat på Naturvårdsverkets och SGU:s uppgifter skulle antalet borrade brunnar som har en fluoridhalt överstigande 6 mg/l, uppgå till ca l 200 stycken, och ett mångårigt intag av ett sådant vatten kan medföra viss risk för skelettskador orsakade av fluorinlagringar. Enligt uppgift från Livsmedelsverket finns dock inget känt fall beskrivet i Sverige. Det finns ett 80-tal kommunala grundvattentäkter med förhöjda halter och där barn riskerar att emalj skador. Risk for allvarligare skador orsakade fluorid kan

av knappast föreligga från kommunalt grundvatten.

1996: 124 Vatten 171

4.10.4 Gränsvärden

Enligt Livsmedelsverkets dricksvattenkungörelse SLV FS 1993:35 ska vatten som innehåller mer än 1,3 mg/l fluorid bedömas tjänligt

som med hälsomässig anmärkning grund av risken för tandemaljfläckar. Vatten som innehåller mer än 6 mg/l bedöms som otjänligt på grund av risken för fluorinlagring i benvävnad. Dessutom råd för

anges inskränkningar i dricksvattenintaget för barn då fluoridhalten är l,3-6 mg/l. Dessa gränsvärden och råd baseras anvisningar från Socialstyrelsen.

Det nu gällande dricksvattendirektivet inom EU har högsta

en tillåten halt av fluorid 1,5 mg/l i områden där medeltemperaturen är mellan 8 och 12 °C, och 0,7 mg/l i områden där medeltemperaturen är 25-30 ° C.

WHO:s riktvärde för fluorid är 1,5 mg/l, men man påpekar att nationella gränsvärden måste anpassas till klimatet, vattenkonsumtionen samt bidragen från andra källor såsom livsmedel och luft.

4.10.5 Slutsatser

Det föreligger risk för tandskador hos bam, i första hand bestående skönhetsfläckar, grund av förhöjda fluoridhalter i dricksvattnet från ett relativt stort antal privata brunnar. Kommunala täkter kan också innehålla halter som ger tandfläckar medan risk för allvarligare fluorskador främst finns bland dem som har enskilda bergbrunnar.

4.10.6 Litteratur

Aastrup M, Thunholm Johnson Bertills U, Bemtell A. Grundvattnets kemi i Sverige. Naturvårdsverket och Sveriges Geologiska Undersökning. Rapport 4415. 1995.

Christie D The spectrum of rasiographic bone changes children with fluorosis. Radiology 136:85-90, July 1980.

Grundvattenutredningen. Grundvattenskydd. Slutbetänkande

av Grundvattenutredningen. SOU 1995:45.

Liteplo R G, Meck M Gomes R., Savard Inorganic fluoride: Evaluation of risks to health from environmental exposure in Canada. Environ. Carcino. Ecotox. Revs.,C122, 327-344 1994.

172 Vatten 1996: 124

Livsmedelsverket. Kungörelse om dricksvatten. SLV FS 1993.35.

WHO. Fluorine and Fluorides. Environmental Health Criteria 36. WHO 1984.

WHO. Guidelines for drinking water quality. 2nd ed. Vol Recommendations WHO 1993.

4.1 l Aluminium

Kritisk effekt: Påverkan av centrala nerv-

systemet

Känsliga Individer med nedsatt njur-

grupper:

funktion

Gränsvärden dricksvatten, 100 tag/l allmän anläggning,

tjänl. m. anm.: 500 ;tg/l enskild vattentäkt

Tekniskt gränsvärde.

Intag generellt: Ca 10 mg/dag totalt

Ca 0,2-0,5 mg/dag dricksvatten

Intag högexponerade: 1 g/dag läkemedel

Ca l-10 mg/dag försurat dricks-

vatten.

Ca 40 000-80 000 grävda brunnar i Sverige överskrider det

tekniska gränsvärdet 500 ,ag/L

4.11.1 Förekomst

Aluminium Al är den vanligaste metallen i jordskorpan men aluminiumhalten i grundvatten vid neutralt pH är låg under 100 ug/l på grund av dålig löslighet. Aluminiumhalten ökar dock när pH sjunker under och vid ett pH 5 och lägre, ligger halterna i allmänhet över 1 mg/l. En landsomfattande undersökning av ett representativt urval av grävda brunnar med ytligt grundvatten antyder att ca 20 000-40 000 grävda brunnar har halter över 1 mg Al/l. Andelen vattentäkter med

1996: 124 Vatten 173

förhöjda aluminiumhalter kommer förmodligen att öka i framtiden

om inte det luftbuma nedfallet försurande ämnen drastiskt minskar.

av Användningen av aluminiumsalter för kemisk fällning i vattenverken ger oftast endast marginella förändringar i dricksvattnets aluminiumhalt. Aluminiurnhaltema i läskedrycker och öl ligger i allmänhet under 200 ug/l.

Aluminiurnhaltema är i allmänhet låga i kött, fisk, frukt och grönsaker mindre än 200 lig/kg, medan halter högre än l mg/kg har rapporterats i t.ex. spannmål och te. Aluminium förekommer oftast i bunden och svårlöslig form i fasta livsmedel. Svårlösliga aluminiumsalter används i enstaka fall som livsmedelstillsats och kan då förekomma i höga halter.

Enligt uppgift från Livsmedelsverket har medelintaget aluminium

av från livsmedel for svenska kvinnor uppskattats till 13 mg/dag. Dricksvatten bidrar i allmänhet med en liten del till det totala kostintaget

av aluminium mindre än 2 %, men bidraget från vattnet ökar

om dricksvattnet är starkt försurat. Då kan dricksvattnets innehåll av aluminium i extremfall bidra med upp till 50 % av totalintaget. Användandet av aluminiuminnehållande läkemedel innebär oftast

en

kraftigt förhöjd aluminiumexponering.

4.11.2 Upptag

Aluminium absorberas både från föda och absorptionen är

vatten men i allmänhet låg 1% av given dos. Absorptionen påverkas i vissa fall av citrat och organiska syror, såsom askorbinsyra och oxalsyra som ökar absorptionen, och silikat som minskar den. Flera forskare har spekulerat i att lättlösligt aluminium från dricksvatten absorberas lättare i mag-tarmkanalen än svårlösligt aluminium från födan. Detta har dock ännu inte bekräftats i experimentella studier.

Den största delen av det aluminium som absorberats utsöndras i urinen, men en liten del starmar kvar i kroppen under lång tid. Halten i blodplasma av aluminium hos individer med normal njurfimktion ligger oftast klart under 10 tig/l. Höga doser av alurniniurn-innehållande läkemedel gör att halten aluminium i blod och urin ofta

av ökar något. Samtidigt intag av citratinnehållande läkemedel eller livsmedel kan ytterligare öka aluminiumhalten i blodet. Personer med nedsatt njurfunktion löper risk att ackumulera högre aluminiumhalter än normalt i kroppen, och jämbrist kan ytterligare öka denna risk.

174 Vatten 1996: 124

4.1 1.3 Hälsoeffekter

Höga aluminiumdoser behövs for att orsaka effekter försöksdjur vid oral exponering. Aluminium är nervskadande och kan orsaka beteenderubbningar, försämrad inlämingsfönnåga och försämrad minnes-

funktion hos försöksdjur. Aluminiumexponering av försöksdjur kan

också orsaka skador skelettet, anemi blodbrist och förändringar i mineralomsättningen och immunförsvarets funktion. De få djurstudier

orts gällande aluminiums cancerframkallande effekt vid oral som exponering har inte visat någon effekt.

Patienter med kraftigt nedsatt njurfunktion har drabbats av demenssjukdom dialysdemens vid användande av dialysvatten med förhöjda halter av aluminium. Dialysdemens yttrar sig till en början

talrubbning, följd av personlighetsförändringar, nedsatt

som en orienteringsfönnåga, kramper, hallucinationer l slutfasen blir

m.m. patienten helt stum och tappar förmågan att styra sina rörelser. Skelettskador och anemi har också uppkommit efter exponering för aluminium vid dialys. I enstaka fall har liknande symtom uppkommit hos njurskadade patienter vid oralt intag av aluminium-innehållande läkemedel i kombination med citrat. De drabbade patienterna har i de flesta fall haft kraftigt förhöjda aluminiumhalter i blodet i medeltal

än 500 Låg/l. Numera undviker man denna risk genom att rena mer dialysvattnet från aluminium. Endast ett fåtal fall av dialysdemens är kända under de senaste åren i Sverige.

Forskningen om möjliga hälsoeffekter av aluminium hos personer med normal njurfunktion har koncentrerats kring demenssjukdomar, framför allt Alzheimers sjukdom. Trots omfattande forskningsinsatser har man hittills inte visat att aluminium är inblandat i uppkomsten av Alzheimers sjukdom. Detta beror framförallt motsägande resultat när det gäller halter av aluminium i blodet och i vissa regioner i hjärnan. En ökad aluminium-ackumulation skulle också kunna vara en sekundär effekt orsakad av sjukdomen. Symtom och histopatologi vävnadsförändringar i hjärnan vid dialysdemens överensstämmer heller inte helt med de som uppkommer vid Alzheimers sjukdom.

Ett flertal epidemiologiska studier har genomförts där man försökt studera sambandet mellan demens och exponering för aluminium via dricksvatten. Flera studier antyder ett statistiskt signifikant samband mellan förhöjda aluminiumhalter i dricksvatten och en liten men mätbar ökad risk för demens. I de flesta fallen anges en signifikant överrisk vid aluminiumhalter 100 ;tg/l i dricksvattnet. Dessa studier är dock av sådan kvalitet att det inte går att dra slutsatser om orsakssamband. Exponeringen har i samtliga studier uppskattats indirekt, då man har utgått från aluminiumhalten i dricksvatten från vattenverk. Det före-

1996: 124 Vatten 175

ligger också risk för felklassificering demenssjukdom i flera

av av studierna.

De hittills utförda studierna av samband mellan intag läkemedel

av innehållande aluminium och demens, har inte heller visat på några enhetliga samband. Även här lider de flesta studierna

av metodologiska

brister. Studier av yrkesexponerade individer tyder dock på att aluminium kan orsaka neurotoxiska effekter vid inandning hos individer med normal njurfunktion.

4.1 1.4

Riskbedömning

JECFA Joint Expert Committee On Food Additives föreslog 1989 ett provisoriskt tolerabelt veckointag TVI av aluminium på 7,0 Al/kg

mg kroppsvikt. Detta baserades en studie av hundar, som utsattes för oral aluminium-fosfat-exponering i 6 månader. Det är dock svårt att använda detta TVI eftersom formen av aluminium, och därigenom troligen också biotillgängligheten möjligheten i kroppen,

att tas upp skiljer sig kraftigt mellan olika livsmedel. Studier gnagare har antytt att neurotoxiska effekter uppkommer vid lägre doser än den högsta icke-effektdosen i hundstudien.

Med nuvarande kunskaper går det inte att göra någon kvantitativ riskbedömning. Det är inte klarlagt om aluminium i dricksvatten eller livsmedel kan orsaka hälsoeffekter. Det är dock klart att marginalen är stor mellan den kroppsbelastning av aluminium orsakar hälso-

som effekter hos dialyspatienter och den belastning som friska individer har. Epidemiologiska studier av hög kvalitet bör utföras för att klarlägga om aluminium i dricksvatten eller livsmedel är riskfaktor för

en demens. Det är i detta sammanhang viktigt att direkt mäta individemas kroppsbelastning av aluminium både innan och under sjukdomsutvecklingen. Experimentella studier krävs för att klarlägga

om aluminium i dricksvatten absorberas lättare än aluminium från fast föda och läkemedel. Möjlig riskgrupp för toxiska effekter aluminium-

av exponering via livsmedel är framförallt personer med nedsatt njurfunktion.

Det svenska gränsvärdet för aluminium i dricksvatten tjänligt med anmärkning är 100 ;rg/l för dricksvatten från allmän anläggning. Detta gränsvärde är främst satt med tanke risk för slarnbildning i distributionssystemen. Gränsvärdet för aluminium i enskilda vattentäkter är 500 ug/l. En sådan förhöjd halt är oftast indikator på försurat vatten.

176 Vatten 1996: 124

l 1 Litteratur

Alfrey A C. Aluminium toxicity patients with chronic renal failure. Therap. Drug Monit. 15, 593-597, 1993.

Bertills U, Bemtell A, Aastrup M, Thunholm Johnson Grundvattnets kemi i Sverige. SNV-rapport 4415, 1995..

Driscoll C Schecher W D. Aqueous Chemistry of aluminium. Aluminium in Health; A Critical Review. Red: Gitelrnan H pp. 27-65. Marcel Dekker, New York 1988.

JECFA Joint Expert Committee On Food Additives. Toxicological Evaluation of Certain Food Additives and Contaminants. WHO Food Additive Series: 24, 1989.

McLachlan D R C. Aluminium and the risk for Alzheimer°s Disease. Environmetrics 233-275, 1995.

Reiber Kukull W Standish-Lee Drinking water aluminium and

, bioavailability. JAWWA 87, 86-100, 1995.

1996: 124 Vatten 177

4.12 Arsenik

Kritisk effekt: Olika former av hudcancer

Högsta tolerabla intag: 130-160 ;rg/dag för en vuxen person

Gränsvärde i dricksvatten: 50 ug/l otjänligt

10 ;tg/l tjänligt m. anmärkning Intag

via vatten: l-20 tag/dag via födan: 5-20 ng/dag via rökning: l-20 ;tg/dag

Antal högexponerade personer: Okänt

Antal cancerfall: Osäkert. Möjligen 0,3-3 fall per

12.1 Förekomst

Arsenik har grund av sin toxicitet haft många användningsområden. Exempelvis användes arsenik före penicillinets tid som antibiotikum. I Sverige numera används arsenik främst som träskyddsmedel, medan det i andra länder även förekommer arsenik i vissa bekämpningsmedel.

Dricksvattnet kan vara en stor källa till exponering för arsenik. Arsenik i dricksvatten föreligger till största delen i Oorganisk form och är ofta av naturligt ursprung. Koncentrationen av arsenik i grundvatten beror framför allt på berggrundens sammansättning. Uppgifter om arsenikhalten i kommunala dricksvatten saknas.

Cirka 1,2 miljoner permanentboende beräknas basera sin vattenförsörjning på egna brunnar. Om fritidsboende inkluderas beräknas drygt 2,5 miljoner människor helt eller delvis utnyttja vatten från enskilda vattentäkter. Antalet hushåll med enskild brunn för permanentbruk bedöms vara ca 400 000, varav ca 200 000 är borrade SOU 1995:45.

Två undersökningar har utförts i Sverige där man studerat dricksvattnets arsenikhalt i områden där höga halter av geologiska skäl kunde förväntas.

Dåvarande Statens Miljömedicinska Laboratorium undersökte 1982-83 arsenikhalten i vatten från etthundra borrade brunnar i 36 kommuner. I ca 70 % av brunnarna var arsenikhalten lägre än l ug/l,

178 Vatten 1996: 124

medan halten överskred 10 ;tg/l i ca 10 % av brunnama. Vatten från en brunn hade i denna undersökning en halt som överskred SOMg/l. Sveriges Geologiska Undersökning SGU och Statens livsmedelsverk analyserade 1985-86 vatten från 102 borrade brunnar från förmodade riskområden i 14 kommuner. I ca 55 % av brunnama arsenikhalten

var lägre än l tåg/l, medan det i 17 % av brunnama uppmättes arsenikhalter över 10 lig/l. I två brunnar uppmättes halter över 50 ug/l, dvs. vattnet var otjänligt Fagerlind 1991. Brunnar med höga halter arsenik återfanns i Skelleftefaltet i Västerbotten, ett stråk nordväst om Enköping samt i Smedjebacken.

Skaldjur kan innehålla förhållandevis höga halter arsenik. Det föreligger där till största delen i organisk form, framför allt som arsenobetain. Denna form av arsenik har låg toxicitet och anses inte utgöra ett hot mot folkhälsan.

Oorganiskt arsenik metaboliseras i kroppen genom metylering. Detta kan betraktas som en avgiftningsmekanism, då metabolitema är mindre reaktiva än oorganiskt arsenik, och utsöndras relativt snabbt i urinen. Vissa studier tyder på att denna mekanism för avgiftning av arsenik kan påverkas av bl.a. kostfaktorer. Det finns även indikationer på skillnader i metabolismen av arsenik mellan olika etniska folkgrupper V ahter et 1994, 1995.

4.12.2 Hälsoeffekter

Exponering för Oorganiskt arsenik kan ge effekter bl.a. i huden. Pigmenteringsförändringar framför allt bålen, samt hyperkeratos, dvs. förtjockning av hudens homlager framför allt handflator och fotsulor, är de vanligaste symtomen vid långvarig exponering för oorganisk arsenik.

Baserat på epidemiologiska studier har det internationella cancerforskningsinstitutet IARC 1987 klassat arsenik i oorganisk form som cancerframkallande för människor. I Taiwan, där ett stort antal människor under lång tid utsattes för kraftigt förhöjda arsenikhalter i dricksvattnet, observerades en förhöjd frekvens av hudcancer av typerna skivepitelcancer och låg-malignt basalcellscarcinom Tseng 1977.

Man observerade i Taiwan ökad förekomst svåra skador

även en av i det perifera kärlsystemet, s.k. Black-foot disease, med stigande incidens längre tid druckit vattnet. Även andra

personerna av kärlsjukdomar liksom diabetes har satts i samband med arsenikexponering Engel och Smith 1994, Lai et al. 1994.

1996: 124 Vatten 179

De flesta former av hudcancer som förknippas med exponering för oorganiskt arsenik har relativt god prognos.

I några epidemiologiska undersökningar har även observerats ett samband mellan cancer i inre organ lever, lunga, njure och urinblåsa och exponering för oorganiskt arsenik Chen et al. 1992, Chiou et al. 1995. Dessa cancerformer har en väsentligt sämre prognos än hudcancer.

4.12.3 Gränsvärden

Världshälsoorganisationens expertkommitté fastställde 1989 ett provisoriskt högsta tolerabla veckointag av oorganiskt arsenik till 15 ;ag per kg kroppsvikt, vilket innebär ca 130-160 ;ag/dag för en

JECFA/WHO 1989. Bedömningen baserades på epidevuxen person miologiska data från Taiwan. Kommittén betonade dock att marginalen mellan det angivna tolerabla veckointaget och det veckointag som visats orsaka effekter i epidemiologiska studier, är mycket liten.

WHO har angivit ett provisoriskt riktvärde för arsenik i dricksvatten

10 ;rg/I WHO 1993. Detta anges av WHO vara den lägsta halt av arsenik kan analysera. Livsmedelsverket har i Dricksvatten-

som man kungörelsen SLV FS 1993:35 angivit arsenikhalter i dricksvatten överskridande 10 ;tg/l som änligt med anmärkning, grundat på risken för kroniska hälsorisker. Arsenikhalter över den nivån kan orsakas av påverkan från någon föroreningskälla, men i bergborrade brunnar är orsaken oftast naturlig. Vid arsenikhalter som överskrider 50 ,ag/l är vattnet otjänligt. Vatten som bedömts vara tjänligt med anmärkning måste åtgärdas, men kan användas fram till det att åtgärder vidtagits.

4.12.4 Riskbedömning

Det WHO föreslagna och av Sverige antagna provisoriska gräns-

av värdet 10 ;rg/l för arsenik i dricksvatten, beräknas av WHO leda till en livstidscancerrisk motsvarande 6-10 WHO 1993, EPA 1988, Brown et al. 1989. Mekanismen för hur arsenik orsakar cancer är oklar. De flesta av de arsenikinducerade hudcancerformema anses ha en god prognos.

Nya data som indikerar ökad cancerrisk i inre organ har inte tagits med i internationella riskbedömningar ännu, därför att de data som finns inte medger en kvantitativ riskuppskattning.

Det totala antalet brunnar i Sverige med höga arsenikhalter är svårt att ange. I de två studierna refererade ovan uppmättes halter över

180 Vatten 1996: 124

10 tag/l i 10-15 % av de undersökta bergborrade brunnama, samt halter över 50 ;tg/l i l % de bergborrade brunnama.

ca av

Om hänsyn tas till befolkningstäthet, vilket inte gjordes i de refererade studierna, är frekvensen brunnar med arsenikhalter över 10 ;tg/l i hela landet väsentligt mindre än 10-15 %. Riskområden är Skelleftefältet i Västerbotten, ett stråk nordväst från Enköping samt

Smedjebacken.

Bristande underlag gör att följande beräkningar måste ses som mycket ungefärliga. Livstidsrisken för cancer är hämtad WHO:s

ur Guidelines for drinking water quality, 1993. Varje enskild brunn för permanentbruk antas försörja 3 personer i enlighet med grundvattenutredningen SOU 1995:45.

I de två undersökningarna av arsenik i brunnsvatten uppmättes halter lägre än 1;rg/l i 70 respektive 55 % av brunnama. Om man antar att arsenikhalten i grundvatten, som 3-4 miljoner människor i landet utnyttjar som dricksvatten, genomsnittligt är l-l ,ag/l livstidsrisken antas då vara 6-lO°-6-l05, så beräknas 0,3-3 arsenikinducerade cancerfall inträffa årligen.

4.12.5 Slutsatser

Något eller några fall av arsenikinducerad hudcancer i Sverige kan antas inträffa årligen till följd av dricksvattenkonsumtion. Problemets omfattning är dock osäker därför att någon löpande kontroll av enskilda vattentäkter inte förekommer.

Höga arsenikhalter i dricksvatten har återfunnits i områden med höga halter arsenik i berggrunden, framförallt i Skelleftefältet, Smedjebacken och i Enköpingsområdet.

4.12.6 Litteratur

Chen C Chen C W, Wu M M., Kuo T L. Cancer potential in liver, lugn, bladder and kidney due to ingested inorganic arsenic drinking water. Br J Canc. 1992:66:888-892.

Chiou HY, Hsueh Y M, Liaw K F et al. Incidence of internal cancers and ingested inorganic arsenic: A seven year follow study in Taiwan.

up Cancer Res. 1995, 55: 1296-1300.

1996: 124 Vatten 181

Engel R Smith A H. Arsenic drinking water and mortality from vascular disease: An ecological analysis 30 counties in the United States. Arch Env Health l994:49:418-427.

EPA. Special report on ingested inorganic arsenic. EPA/625/3-87/013. Risk Assessment Forum, U S Environmental Protection Agency. 1988.

Fagerlind T. Tungmetallema arsenik, bly och kadmium i brunns- och grundvatten. Sveriges Geologiska Undersökningar, 1991.

Grundvattenutredningen. Grtmdvattenskydd. slutbetänkande

av Grundvattenutredningen. SOU l995z45z2l2-2l6.

IARC. Arsenic and arsenic compounds. IARC Monograph. l987:Suppl

100-106.

JECFA/WHO Technical Report Series 776, 1989

Lai M Hsueh Y M, Chen C J et al. Ingested inorganic arsenic and prevalence of diabetes mellitus. Am J Epid 1994:39:484-492.

Tseng W Effects and dose-response relationships of skin disease with arsenic. Env Health Persp. 1977: 191109-1 19.

Vahter M. Species differences the metabolism of arsenic compounds. Appl Organometallic Chem. 1994:8: 175-182.

Vahter M. A unique metabolism of inorganic arsenic native Andean women. Eur. J Pharmacol 293, 455-462. 1995.

WHO. Guidelines for drinking water quality. Second edition. Volume

Recommendations. WHO Geneva 1993.

4.13 Dricksvattenkvalitet och

hjärtkärlsjukdom

De första rapporterna om ett samband mellan Vattenkvalitet och ärtkärlsjukdom publicerades under 195 O-talet Enterlein och Stewart 1956, Kobayashi 1957. Sedan dess har mängd studier genomförts

en för att försöka besvara frågan om det över huvud taget finns ett sådant samband och, om så är fallet, vilken eller vilka egenskaper hos vattnet

182 Vatten 1996: 124

som har betydelse. Vattnets hårdhetsgrad är ett begrepp som beskriver vattnets innehåll av huvudsakligen kalcium- och magnesiumjoner. I Sverige mäts hårdheten vanligen i mg/l Ca, medan man utomlands ofta uttrycker hårdhet i ppm eller mmol/l CaCO3 . I Sverige tenderar grundvattnet att vara hårt söderut och österut. Beroende på gränsdragningen mellan hårt respektive mjukt vatten bor uppskattningsvis 35-55 % av Sveriges befolkning i områden med mjukt vatten.

I USA, Kanada och England har ett flertal undersökningar genomförts, där man studerat sambandet mellan vattnet hårdhetsgrad inom olika geografiska områden å den ena sidan och förekomst av hjärtkärlsjukdom i motsvarande områden å den andra. I så gott som samtliga

dessa studier har man funnit att dödligheten i hjärt-kärlsjukdom är av högre i områden med mjukt vatten. För en översikt, se Comstock 1979 och Ahlbom et 1992.

Detta har också observerats i Sverige. Biörck mil. 1965, Boström och Wester 1967. Nerbrand 1990 har analyserat vattenkvaliteten kommunvis i 76 kommuner i Mellansverige och relaterat denna till den kommunvisa mortaliteten. Vattnets hårdhetsgrad samt sulfat- och bikarbonatkoneentration befanns vara högre i de områden som hade en lägre mortalitet i såväl ischemisk hjärtsjukdom t.ex. hjärtinfarkt som stroke hjärnblödning eller hjärninfarkt. Även Rylander och medarbetare 1991 har analyserat sambandet mellan Vattenkvalitet och dödlighet i hjärt-kärlsjukdom kommunnivå. Data från 27 kommuner, vars dricksvattenkvalitet varit oförändrad under mer än 10 år, ingick i studien. Vattnets hårdhetsgrad var även i denna studie negativt korrelerad med dödlighet i såväl ischemisk hjärtsjukdom som stroke. Vattnets magnesiuminnehåll negativt korrelerat med dödlighet i

var

ischemisk hjärtsjukdom.

Dessa studier bör tolkas med stor försiktighet. Dock talar det stora antalet liknande fynd från olika länder och tidpunkter för att ett samband mellan vattenkvalitet och ärt-kärldödlighet föreligger.

En intressant fråga är huruvida mjukt vatten ofta innehåller höga halten av skadliga ämnen eller om det i stället är så att mjukt vatten ofta innehåller låga halter av nyttiga ämnen. Exempel ämnen som diskuterats i detta sammanhang är, förutom kalcium och magnesium, bly, kadmium, koppar, natrium, selen, zink mfl. Magnesium är ett exempel på ett ämne som skulle kunna ha en skyddande effekt mot hjärt-kärlsjukdom.

En relativt låg andel det totala magnesiumintaget sker via

av dricksvatten, i Sverige mindre än 10 %. Det bör dock observeras att vissa mineraler, däribland magnesium, kan tänkas absorberas lättare via dricksvatten än via föda samt att vattenkvaliteten även har en påverkan födan via matlagning Masironi 198 Löwik mfl. 1982.

1996: 124 Vatten 183

Ett fåtal studier med data på individnivå finns rapporterade. Punsar mfl. 1975 fann i en s.k. kohortstudie, där l 126 män observerats i 10 år, indikationer att dödlighet i hjärtsjukdom påverkas av vattenkvalitet. I större amerikansk studie, påvisades dock inga klara

en samband mellan vattnets hårdhetsgrad och hjärt-kärlmortalitet Comstock mfl. 1980. Ett problem i amerikanska studier är dock den frekventa användningen avhärdningsfilter, "mjukgörare" i hemmen.

av Luoma och medarbetare 1983 fann i en s.k. fall-kontrollstudie att

med ett lågt intag via vatten magnesium respektive tluor personer av

hade fyra gånger så hög risk att utveckla hjärtinfarkt jämfört med

ca övriga. nyligen genomförd fall-kontrollstudie omfattande den

I en manliga befolkningen i 17 kommuner i södra Sverige farm Rubenowitz och medarbetare 1996 ett starkt negativt samband mellan magnesiummn ehåll i dricksvattnet och mortalitet i hjärtinfarkt. För män med den högsta nivån av magnesium i dricksvattnet 2 9,8 mg/liter var risken att dö i hjärtinfarkt 30 % lägre än för de med den lägsta

ca magnesiumnivån 3,5 mg/liter. Något motsvarande samband

s

avseende kalcium observerades

Trots att det ännu är för tidigt att dra några definitiva slutsatser angående sambandet mellan dricksvattenkvalitet och ärt-kärlsjukdom kan sammanfattningsvis konstatera att mycket talar för att ett

man samband föreligger. Det bör i sammanhanget särskilt framhållas att även måttlig påverkan av dricksvattenkvalitet på ärt-kärlsjuldighet

en kan innebära ett betydande problem ur folkhälsosynpunkt. Möjligheterna till preventiva åtgärder är å andra sidan syrmerligen goda.

4.13.l Litteratur

Ahlbom A, Alfredsson Andersson Axelsson Fonchard Pershagen Skerfving Stiemberg N. Miljö och Folkhälsa, Underlag till ett epidemiologiskt forskningsprogram. Stockholm: Naturvårdsverket rapport 3988, 1992.

Biörck Boström H, Widström A. On the relationship between water hardness and death rates in cardiovascular diseases. Acta Med Scand l1965;178:239-52.

Boström H, Wester P O. Trace elements drinking water and death rates in cardiovascular disease. Acta Med Scand 1967; 18 l :465-73.

Comstock G W. Water hardness and cardiovascular diseases. Am J Epidemiol l979g4z375-400.

184 Vatten 1996: 124

Comstock G W, Cauthen G M, Helsing K Water hardness at home and deaths from artheriosclerotic heart disease Washington county, Maryland. Am J Epidemiol 1980; l2:209-16.

Enterlein P Stewart W H.Geographic patterns in deaths from coronary heart disease. Public Health Rep 1956;71:849-55.

Kobayashi On geographical relationship between the chemical nature of river water and death-rate from apoplexy. Berichte des Ohara Instituts fur landwirtschaftliche Biologie 1957; 1:12-21.

Luoma H, Aromaa A, Helminen Murtomaa Kiviluoto Punsar

Knekt Risk of myocardial infarction Finnish in relation to

men fluoride, magnesium and calcium concentration drinking water. Acta Med Scand l983;2l3:171-6.

Löwik M R H, Groot E M, Binnerts W T. Magnesium and public health: the impact of drinking water. In: University of Missouri. Trace substances environmental health: proceedings of the armual conference of University of Missouri trace substances environ-

on mental health. Columbia, MO: University of Missouri, 1982;l6:189-95.

Masironi R. Epidemiologic studies of health effects of water from different sources. Ann Rev Nutr 198 l 1:390400.

;

Nerbrand C. Cardiovascular diseases in counties of Sweden

seven regional differences and risk factors. Uppsala, University of Uppsala, Dissertation, 1990.

Punsar Erärnetsä Karvonen M, Ryhänen A, Hilska Vomavo H. Coronary heart disease and drinking water A search two Finnish

male cohorts for epidemiologic evidence of a water factor. J Chron Dis 1975;28:259-87.

Rubenowitz Axelsson G, Rylander R. Magnesium drinking water and death from acute myocardial infarction. Am J Epidemiol 1996; l43z456-62.

Rylander Bonevik H, Rubenowitz E. Magnesium and calcium in drinking water and cardiovascular mortality. Scand J Work Environ Health l991;17:91-4.

1996:124 185

5 Föda

God och näringsriktig föda är en förutsättning för hälsa och välbefinnande, och är en av orsakerna till att vi i dag lever längre och är friskare än tidigare generationer. Födan är samtidigt den viktigaste intagsvägen for många miljöföroreningar, och kan också bli förorenad med smittärnnen. I detta kapitel ges först en beskrivning av hur miljöföroreningar kan ansamlas i naturen och nå människan. Därefter följer ett avsnitt om kostrelaterade sjukdomar och ett om smittspridning via föda, varefter hälsoriskema med olika kemiska ämnen beskrivs. Såväl ämnen som finns naturligt i olika växter, mögelgifter, ämnen som uppkommer vid tillagning, ämnen vars hantering är reglerad, som miljöföroreningar beskrivs. Av alla miljöföroreningar tas endast ett fåtal upp här. De är antingen ämnen som utgör välkända hälsorisker, eller exempel ärnnesgrupper som diskuteras som möjliga hälsorisker grund av stor spridning eller allvarliga potentiella effekter.

5.1 i föda

Inledning. Miljöföroreningar

Mänsklig aktivitet har under århundraden lett till att miljöföroreningar av olika slag spritts till den omgivande miljön. Hur ett ämne sprids och fördelas i miljön är beroende av ämnets fysikaliska och kemiska

egenskaper såsom ångtryck, fettlöslighet, molekylvikt och motståndskraft mot nedbrytning i naturen och i levande organismer.

5.1 1 Organiska

milj öföroreningar

.

Med organiska miljöföroreningar menas svåmedbrytbara organiskkemiska ofta innehåller kemiskt bundet fluor, klor eller

ämnen som brom. Exempel sådana ämnen är miljögifter DDT, PCB och

som PCDD/F dioxiner. Gemensamt för sådana ämnen är att de alla är fettlösliga och att de anrikas i biologiska näringsvävar. Med detta

menas

186 Föda 1996:124

att halterna blir högre högre upp i en näringspyrarriid en organism befinner sig. Ett exempel detta åskådliggörs i Figur l där den högsta halten återfinns i rovfågeln och den lägsta i plankton. Fenomenet kallas

biomagriifikation.

Ett ämne som urspnmgligen spritts till luft kommer att kunna transporteras med luñströmmama under kortare eller längre sträckor innan det faller ner mark, vegetation eller vatten. Lättflyktiga ämnen kommer att huvudsakligen fördelas till luften, medan vattenlösliga ämnen framför allt återfinns i vattenrniljön. När det gäller persistenta

svåmedbrytbara organiska ämnen är många fettlösliga och kommer

därför att återfinnas i förhållandevis låga koncentrationer i vatten och relativtsett högre koncentrationer i levande växter och djur, men även

bundna till jord- och sedimentpartiklar. När sådana fettlösliga ämnen

återfinns i vatten så är de vanligen bundna till partiklar i vattnet. De inneboende egenskaperna är alltså stor betydelse för i vilken ut-

av sträckning olika miljöföroreningar kommer att nå olika växter och djur. Hur mycket de olika miljöföroreriingar sedan kommer att finnas

av som i viss organism beror inte endast exponeringen för ämnet i fråga en av utan även föroreningens tillgänglighet för upptag samt dess förmåga att motstå omvandling och utsöndring.

Det finns flera faktorer som påverkar tillgängligheten för upptag av ett visst Den sannolikt viktigaste är ämnets fönnåga att passera över membraner och in i organismen. Faktorer molekylvikt och

som struktur kan påverka biotillgängligheten med flera tiopotenser. Det har länge ansetts att ämnen med en molekylvikt l 000 inte passivt kan penetrera biologiska membran, men det finns i dag uppgifter om att även mycket stora molekyler långsamt kan tas upp från mag-tarrn-

kanalen. En faktor påverkar biotillgängligheten är hur hårt

annan som ämnet vid exponeringen är bundet till t.ex. en partikel.

De högsta halterna och därmed största riskerna för effekter av persistenta organiska föroreningar i miljön bör sökas i toppen av näringskedjoma Näringskedjoma i vatterirniljön har ofta fler steg än de

återfinns i andra miljöer och det är framför allt i dessa observesom rat effekter. I Sverige har därför stor uppmärksamhet ägnats problemen

med persistenta organiska rniljöföroreningar i Östersjön.

Regelbunden övervakning sker i dag för ett begränsat antal specifika persistenta bioackumulerbara ämnen och ärrmesgrupper, huvudsaldigen erkända miljögifter som DDT, PCB och PCDD/F dioxiner. Till följd av att utsläppen av dessa ämnen har minskat, har halterna

påtagligt sjunkit i organismer från Östersjön, t.ex. i strömming och

sillgrissleägg sedan 1970-talet. Minskningen för PCB storleks-

är av ordningen 4-5 gånger, medan DDT-haltema har reducerats 8-10 gånger. Minskningarna har åtföljts av en gynnsam utveckling för flera

de fågelarter tidigare varit hotade.

av som

1996:124 Föda 187

Människan exponeras för persistenta organiska miljöföroreningar främst via animaliska livsmedel och mjölk sekundär exponering. Detta beror att halterna är påtagligt högre i livsmedel från djur

som redan samlat sig av de svåmedbrytbara ämnena från sin föda, trots att halterna i denna är låga. Upptaget från luften eller genom deposition

födoämnen direkt exponering spelar en mindre roll för människans sammanlagda exponering. När det gäller i dag identifierade persistenta organiska miljöföroreningar, har fet fisk från Östersjön visat sig

vara den mest betydande källan till exponering för människor.

Flera kända persistenta organiska miljöföroreningar har återfunnits i bröstmjölk. Under 1970- och 1980-talet har halterna av flera av dessa ämnen minskat, medan andra endast påverkats i mindre omfattning. Även trenden är avtagande för flera persistenta organiska ämnen,

om bör det påpekas att minskningen sker utifrån nivå antyder

en som en avsevärd exponering.

Det finns i dag flera indikationer att det i vår miljö finns persistenta organiska miljöföroreningar vars sammansättning vi ännu inte känner till. Om denna hittills oidentifierade mängd är toppen av ett isberg när det gäller människors exponering och risk, går för närvarande inte att uttala sig om med säkerhet.

För att kunna dra slutsatser om persistenta organiska nriljögifter som hälsopåverkande faktor krävs systematiska undersökningar och analyser för att klarlägga den allmänna exponeringen. Halterna av persistenta organiska miljögifter i modersmjölk är ett mått på

exponering som använts med framgång.

5.1.2 Metaller

Metaller är grundärrmen och kan därmed inte brytas ner. Liksom när det gäller persistenta organiska miljöföroreningar, exponeras människor i den allmänna miljön huvudsakligen via livsmedel. Då även de metaller som betraktas som miljöföroreningar förekommer naturligt i miljön, till skillnad ñån många persistenta organiska ämnen, är det inte deras förekomst utan deras halt som är intressant. Särskilt har olika förhållanden som kan leda till att människans exponering för olika metaller ändras, varit föremål för flera studier under de senaste åren.

Utsläppen av metaller från industrier och andra definierade punktkällor har minskat med 90 % under de senaste decennierna. Detta har lett till tydliga förbättringar i miljön i de områden som tidigare var kraftigt belastade. Trots denna positiva förändring i dag

ser en ökning av vissa metaller i skogsmarkens översta skikt, troligen som ett

188 Föda 1996:124

resultat långväga transport av dessa metaller. Trots att nedfallet

av minskat sker fortfarande en ackumulering.

Användningen av metaller i varor och produkter har ökat vilket har lett till en ökad ackumulering av metaller i miljön. I vilken grad detta påverkar människors exponering är i dag inte känt.

En annan faktor i den allmärma miljön som påverkar människors exponering för metaller, är att de förekommer i olika former och rör sig på olika sätt i miljön. Om det inträffar förändringar som leder till att rörligheten eller biotillgängligheten ökar, kan detta innebära att halterna i livsmedel grödor och grundvatten kan öka. Vi vet att pH-värdet

som har stor betydelse för flera metallers rörlighet och koncentration i grundvatten, t.ex. är halterna av kadmium och aluminium högre i surt vatten.

Människan för kvicksilver i föda främst i form av metyl-

exponeras kvicksilver i frsk. Många svenska sjöar har förhöjda halter av kvicksilver. I försurade sjöar ses ökningar med 0,l-1 mg/kg i gädda, utöver bakgrundsnivån.

När det gäller selen, leder försurning till att det binds hårdare i marken, till skillnad mot förhållandet for många andra metaller. Selenet kan därför då föreligga i lägre halter i grödor. Sverige är en selenfattig del av världen. Möjligen föreligger en lätt generell selenbrist i landet. Selen påverkar omsättningen rad tungmetaller och en brist

av en selen kan leda till att omsättningen påverkas i ogynnsam riktning.

5.2 Kostrelaterade

sjukdomar

Näringsrekommendationer vad individ behöver energi och

anger en av näringsämnen för tillväxt och för alla livsfunktioner. En kost planerad enligt rekommendationerna ska förutsättningar för god hälsa och

ge minska risken för kostrelaterade sjukdomar. Livsmedelsverket har utarbetat förslag till hur en sådan kost ska vara sammansatt i t.ex. kostcirkeln och i tallriksmodellen. En obalanserad kost leder ofta till en rad olika sjukdomar.

5.2.1 och

Hjärt-kärlsjukdomar cancer

Bland de sjukdomar som leder till ohälsa och för tidig död är hjärtkärlsjukdom och cancer helt dominerande. Mer än hälften av alla dödsfall i Sverige orsakas av ärt-kärlsjukdomar, och cancersjukdomar är den näst vanligaste dödsorsaken. Båda sjukdomstypema beror på

1996:124 Föda 189

flera bakomliggande faktorer och man kan inte med någon stor säkerhet avgöra olika faktorers relativa betydelse. Det råder dock i dag

en relativt stor enighet om att maten är en av de viktigaste påverkbara faktorema för dessa folksjukdomar.

Felaktiga matvanor har tidigare, många forskare, uppskattats

av orsaka cirka 30 % av cancerfallen. I dag råder en tveksamhet till värdet av sådana kalkyler. Kosten kan inte elimineras som riskfaktor samma sätt som t.ex. vissa miljöföroreningar. Möjligen kan

man rekommendera en kost som minskar cancerriskema. Kunskapsläget är dock för närvarande så osäkert att stor försiktighet måste iakttas i dessa frågor. Det är inte möjligt rekommendationer med säkerhet

att ge som ger en viss bestämd riskreduktion.

Det råder betydligt större enighet nmt kostens betydelse för hjärtkärlsjukdomar, där många anser att cirka 40 % av fallen kan förklaras av kostfaktorer. Två viktiga riskfaktorer för hjärt-kärlsjukdom påverkas definitivt av våra matvanor. De är blodets kolesterolvärde,

som höjs av konsumtion av mättat fett, samt blodtrycket, som påverkas

av saltkonsumtionen och övervikt.

av

Mekanismema bakom sambandet mellan kost och cancer är mindre kända. Hög fettkonsumtion och lågt fiberintag skulle kunna

vara kopplade till ökade risker för en del cancersjukdomar. Ett stort antal studier talar för att grönsaker, frukt och bär innehåller komponenter som kan skydda mot cancer. Antioxidativa näringsämnen vitamin C

och karotener och selen tilldrar sig allt större uppmärksamhet

- som skyddsfaktorer mot både ärt-kärlsjukdomar och cancer. Mat är

som bra ur näringssynpunkt minskar också risken för övervikt, åldersdiabetes, tandsjukdomar samt ökar välbeñnnandet.

5.2.2 Brist på näringsämnen

Frånsettjärnbrist är sjukdomar till följd brist något näringsämne

av i dag mycket ovanliga i Sverige. Tack vare jodberikning salt

av förekommer inte någon jodbrist. Utan denna berikning skulle risken för jodbrist vara påtaglig för speciellt kvinnor. Aktuella kostunder-

unga sökningar visar att intaget näringsämnen för de flesta ligger i

av närheten av eller över rekommendationerna. Vi har dock begränsad kunskap om hur stor andel befolkningen i olika åldersgrupper

av som kan tänkas ha riskabelt låga intag vissa näringsämnen.

av

Jämbrist är fortfarande vanligt hos kvinnor i barnafödande åldrar. 7-8 procent har blodbrist och uppemot 30 procent beräknas ha lindrigare grad av järnbrist. Nya studier tyder på att jämbrist kan

vara

190 Föda 1996: 124

relativt vanligt även hos tonåringar, medan yngre barn i dag mycket sällan har jämbrist.

Undernäring till följd av ätbeteenderubbningar hos ungdomar, framför allt anorexia nervosa, är ett speciellt problemområde som uppmärksammats alltmer senare år.

5.2.3 Övervikt

Övervikt är ett ökande folkhälsoproblem och ökar risken för sjukdom

och död, speciellt vad gäller hjärt-kärlsjukdomar och diabetes. I

Skandinavien 4 % av alla dödsfall i åldern 30-70 kunna

anses tillskrivas fetma. Andelen överviktiga män och kvinnor är drygt 35 %. I jämförelse med förhållandena i andra industrialiserade länder är dock förekomsten övervikt och fetma relativt liten i Sverige.

av

Det uppskattas att ca 3 % av den svenska befolkningen 200 000- 240 000 individer har diabetes, huvudsakligen åldersdiabetes. Förekomsten är högre i än i södra Sverige. Det finns många faktorer

norra

bakom insjuknande i åldersdiabetes. Övervikt och låg

som ligger ett

fysisk aktivitet är två av dessa.

5.2.4 Benskörhet

Antalet frakturer och speciellt höftfrakturer ökar för närvarande snabbt i Sverige och den väsentligaste orsaken är ökningen av antalet äldre. Detta har betydande medicinska, humanitära och ekonomiska konsekvenser. Under de senaste åren inträffar ca 20 000 höñfrakturer årligen. Det finns många riskfaktorer i anslutning till benskörhet. Förutom ålder och kön ökad risk med stigande ålder och högre risk för kvinnor än män är de viktigaste riskfaktorema låg kroppsvikt, rökning och fysisk inaktivitet. Det finns också ett samband mellan kalkintag under uppväxt och efter menopaus och bemnassa, som i sin tur påverkar risken för frakturer Sambandet är dock inte särskilt klart, och de två viktigaste faktorema som kan förbättra skelettets mineralstatus, är att avstå rökning samt att vara fysiskt aktiv.

Motion har många positiva effekter och är därför en viktig hälsofaktor. Den bidrar bl.a till att minska risken för hjärt-kärlsjukdom, övervikt, rygg- och ledbesvär. Motion bidrar också till att förbättra och bibehålla kroppens rörlighet och styrka och motverkar urkalkning av skelettet.

1996:124 Föda 191

5.2.5 Karies

De allmänna kariesprofylalctiska i Sverige har reducerat

programmen karies kraftigt i cirka 80 % befolkningen, karies är fortfarande

av men en vanligt förekommande sjukdom i den resterande delen befolk-

av

ningen. Det finns flera förklaringar till denna polarisering. Sjukdomar

och t.ex. vissa medicineringar bidrar sänkt salivkörtelfunktion

genom till en ökad risk för karies, och nyligen har flera studier visat att

individens näringsintag spelar viktig roll.

en

Livsmedelsöverkänslighet

Antalet personer drabbas allergier och överkänslighets-

som av reaktioner samhället ökar. Det finns undersökningar visar att

som en fördubbling skett under de sista 10 åren. Anledningen till denna påtagliga ökning av antalet allergiker i Sverige är endast delvis känd. Våra matvanor och vår mat har förändrats påtagligt under 1900-talet,

men det finns inte i dag något tyder på att maten skulle den faktor

som vara som skulle förklara allergiökningen i det moderna samhället.

Alla livsmedel innehåller kan utlösa allergiska reaktio-

ämnen som ner, varav en del är direkt livshotande. I Sverige avlider varje år 2-3 personer av s.k. anafylaktiska reaktioner allergisk chock mot livsmedel. Speciellt vanligt är allergi mot protein i mjölk cirka 2 % alla

av spädbarn, ägg, fisk, nötter, baljväxter, jordnötter och spannmål. Speciellt har allergiska reaktioner mot mjölk och soja uppmärksammats

i Sverige. Glutenöverkänslighet föreligger hos någon tiondels

procent av befolkningen och beror reaktioner i tarmslemhinnan mot protein i främst vete, också i andra sädesslag. Detta tillstånd kan leda till

men

dåligt näringsupptag med komplikationer vad gäller näringsstatus.

Kliniska data pekar att glutenöverkänslighet ökat avsevärt i Sverige under det senast årtiondet.

Laktosintolerans ökar i Sverige på grund ett ökat antal invandra-

av re från Afrika och Asien, där intolerans för laktos är mycket vanligare än i Sverige. Den utbredda användningen av mjölk i svensk matlagning kan här utgöra ett problem.

Matallergier drabbar framförallt barn. Många barn växer ifrån sin matallergi för att senare istället utveckla allergi mot husdjur eller pollen. De flesta pollenallergiker mot vissa frukter och grön-

reagerar saker. För vissa personer kan dessa reaktioner kraftiga hos

vara men flertalet uppstår bara lindriga lokala besvär i munhålor och svalg.

När det gäller överkänslighetsreaktionema mot tillsatser, t.ex. bensoesyra, sulfit och azofargänmen, hänvisas till avsnitt 5.5.

192 Föda 1996:124

5.2.7 Litteratur

Socialstyrelsen och Livsmedelsverket. Kost, motion och hälsa. Allmänna förlaget 1992.

5.3 Mikroorganismer i livsmedel

Då det gäller livsmedelsbuma utbrott i Europa är salmonella det överskuggande problemet, och då särskilt från också från

ägg men kyckling. Även Campylobacter rapporteras från många länder en

som

vanlig orsak till matförgiftning. Enterohemorragisk E. coli EHEC är

mikroorganism uppmärksammats under år, en annan som senare framför allt E. coli 0157 är vanligt förekommande vid sjukdoms-

som utbrott, t.ex. i Japan 1996 då 9 000 personer insjuknade och sju dog.

ca

Med den öppna handeln i Europa ökar riskerna för att livsmedel ska föras från ett land till ett annat. 1994 levererades exempelvis ett stort parti isbergssallad infekterad med bl.a. mikroorganismerna Shigella, Salmonella, enterotoxinbildande E. coli, Campylobacter och Giardia lamblia. Sjukdomsfall förekom både i Sverige, Norge, Danmark, Tyskland och Storbritannien. Ett parti snacks från Israel som innehöll Salmonella sjukdomsfall i Storbritannien, USA och Israel. Salmo-

gav nella-kontaminerade bönor som levererats till flera olika länder och

sedan groddats lokalt, är ett annat exempel på internationell som smittspridning.

Med den växande handeln och utbyte av livsmedel inte bara inom Europa ökar risken för att livsmedelssmitta ska spridas till många länder. Risken ökar även för att djursjukdomar som inte tidigare existerat i landet eller inte förkommit mycket länge ska komma in i landet. Ett exempel är Newcastle-utbrottet på kyckling 1995.

Kraven beredskap och fungerande rapporteringsrutiner ökar, så

att snabbt ska kunna upptäcka och stoppa dels djursjukdomar som

man inte finns i landet sedan tidigare, dels smittade partier med livsmedel.

5.3.1 Hur mikroorganismer påverkar livsmedel

Levande växter och djur har normalt ett försvar mot att invaderas av mikroorganismer, t.ex. hud och tarmslemhinna finns normalt

men stora mängder bakterier. När skördar grönsakema, slaktar djuret

av eller drar upp fisken ur vattnet får bakterier och mögelsvarnpar en möjlighet att växa fritt och att påverka och förorena livsmedlen.

1996:124 Föda 193

Mikroorganismer kan påverka livsmedel på två olika sätt: genom nedbrytning och genom tillväxt av sjukdomsframkallande mikroorganismer. Dessutom används fennentering i många olika former i hem och livsmedelsindustri, dvs. nedbrytning av livsmedel med hjälp

mikroorganismer under kontrollerade betingelser för att uppnå viss

av smak eller beständighet. Femientering berörs inte vidare här.

Mikroorganismer som kan förstöra bryta ned livsmedel finns överallt i jord, vatten eller som partiklar i luften. Når växterna

skördas följer t.ex. jordbakterier med från plantan eller rotytan och fisken trålas kan förorenas bottenslammet, vattnet eller av

som av av sin tarmflora. Det finns alltid någon bakterie som förorenar

egen typ av livsmedlet och startar en nedbrytningsprocess.

5.3.2 Omgivningens och livsmedlets påverkan på mikroorganismemas tillväxt

För att växa till och överleva kräver mikroorganismer t.ex. rätt temperatur, tillgång till vatten och lämpligt pH. Dessutom krävs vissa näringsämnen och ofta lämplig salthalt. Våra livsmedel innehåller

en utmärkta näringsämnen för mikroorganismer. Att hålla livsmedel och dess närmaste omgivning så som möjligt för mikroorganis-

ogynnsam

är grunden för all livsmedelshantering. merna

Alla konserveringsmetoder syftar till att förhindra tillväxt av mikroorganismer. När torkar, saltar, syltar, syrar och kyler så

man förändras miljön så att tillväxten av bakterier och mögelsvampar mer eller mindre försvåras.

Hanterings- och förvaringstemperaturen är en viktig faktor för säker livsmedelshantering. Förvaras mat i rumstemperatur i några timmar finns det många bakterier hinner föröka sig till så stort antal att de

som kan orsaka matförgiftning. Salmonella är exempel på en bakterie som lätt växer till i stort antal. Campylobacter behöver inte växa till i mängd utan det räcker att man får i sig ganska få bakterier för att man ska bli sjuk. Om t.ex. använder skärbräda till att skära rå

man samma kyckling och sallad utan att diska den emellan, kan salladen bli förorenad av eventuella bakterier, vilka därefter kanske växer till i dressingen under förvaring i rumstemperatur. När kycklingen tillagas dödas bakterierna, salladen äts kan innehålla tillräckligt

men som med bakterier för att orsaka magsjuka.

Mikroorganismerna har möjlighet att växa till inom temperaturintervallet +8 °-60°C och detta är skälet till att förvaringstemperaturen för kylvaror i handeln som regel är +8 °C eller lägre. Livsmedelslagen

194 Föda 1996:124

kräver att mat som vannhålles ska hålla en temperatur på +60 °C eller

däröver.

Tabell 5.1 De vanligaste orsakerna till livsmedelsburna utbrott

1985-1994

Vid någrautbrott har flera orsaker samverkat. Vid många utbrott saknas uppgifter om orsaker. Källa: Smittskyddsinstitutet 1996.

5.3.3 Livsmedelsburen smitta matförgiñning

-

Förorenad mat är troligen den vanligaste orsaken till "förgiftning"

som

svenskar råkar ut för. Det kan finnas flera orsaker till att man råkar ut för akuta matförgiftningssymtom som illamående, kräkningar, magsmärtor och diarré med eller utan feber orsakad mikroorganis-

av mer. Med livsmedelsbuma infektioner eller intoxikationer

menas

sjukdomsfall orsakade av mikroorganismer eller det gitt toxin som

vissa mikroorganismer bildar. Vissa mikroorganismer t.ex. Salmonella och Campylobacter, orsakar en infektion om de finns i tillräckligt stort antal. Andra, t.ex. Staphylococcus aureus, tillväxer i livsmedlet och bildar ett gift toxin som man blir sjuk av. Vissa mikroorganismer, t.ex. Clostridium perfringens, frigör i tarmen ett toxin som orsakar symtom. En orsak kan att änmen finns i livsmedlet

arman vara som genom mikroorganismers enzymer omvandlas till giñer, t.ex. histamin i tisk.

Några olika smittspridningsvägar:

Man kan reagera gifter toxiner bildats t.ex. bakterier i - som av

livsmedlet.

Man kan smittas av levande bakterier, ex. Salmonella, som sedan -

förökar sig i mag-tarmkanalen och ger matförgiñningssymtom.

Man kan smittas av något livsmedelsburet virus akuta

- som ger mag-

tarmbesvär.

1996:124 Föda 195

Några mikrosvampar och alger kan orsaka mer eller mindre -

allvarliga akuta mag- och tarrnreaktioner.

Vissa parasiter protozooer kan ge mag-tarm-symtom. -

I de allra flesta fall orsakas smittan mikroorganismer som växt till

av när maten hanterats felaktigt.

Antalet personer som varje år smittas via livsmedel i Sverige kan vara så många som 500 000. Det visar en SIFO-undersökning som Livsmedelsverket gjorde 1994. Hälften av de insjuknade uppgav att de blivit sjuka av mat från restauranger, gatukök, personalmatsalar osv., och hälften av mat lagad i hemmet.

I den officiella statistiken registreras enbart rapporterade utbrott där två eller flera personer uppges ha fått mag-tarm-symtom och där mat antas ha utlöst besvären. Enligt denna statistik inträffade tidigare cirka 30 utbrott per år. Under de senaste två åren 1994-1995 har antalet rapporterade utbrott ökat markant delvis beroende bättre rapportering. 1995 rapporterades 134 utbrott se tabell 5.2. Antalet sjuka uppgick till 2 000-3 000.

När det gäller det verkliga antalet fall av livsmedelsburen smitta och förgiftningar och deras orsaker vet alldeles för lite. Mörkertalet är stort, och antalet utredda fall utgör bara en mycket liten del av alla inträffade. Av de utbrott som utreds kan man bara förklara två tredjedelar.

Av de matförgiftningsutbrott som utretts har ofta orsaken varit kunskapsbrist eller slarv. Det kan handla om felaktig avsvalning, dålig kylförvaring, otillräcklig upphettning, brister i livsmedelshygienen, smittbärare i köket eller att livsmedlet varit förorenat från början och hanteringen inte har avdödat mikroorganismema. Den bästa åtgärden för att förhindra förgiftningar är därför att öka kunskaperna om livsmedelshygien.

För många utbrott saknas uppgifter om orsaker. Källa: Smittskyddsinstitutet 1996.

Smitta och förgiftning orsakad av bakterier i livsmedel

För att bakterier i ett livsmedel ska kunna ge akut matförgiftning eller tarminfektion krävs i regel att de har förökat sig i livsmedlet. Vissa bakterier kan emellertid under speciella förhållanden orsaka infektionssjukdom vid ytterst låga antal och behöver då inte föröka sig i livsmedlet.

Här följer några av de vanligaste bakteriella orsakerna till

livsmedelsbuma sjukdomar och matförgiftningar:

Staphylococcus aureus-bakterien kan finnas på hud t.ex. i nagelbandssår och nässlemhinna hos människa. Bakterien bildar ett gift toxin i maten, och flera av dessa toxiner tål kokning. Troligen

1996:124 Föda 197

rapporteras bara ett fåtal av dessa matförgiftningar. Inkubationstiden är kort, bara några timmar, och vanligen tillfrisknar man inom ett dygn. Matförgiñning orsakad av Staphylococcus aureus kännetecknas av illamående, kräkningar, bukkramper och diarréer. Förloppet är ofta dramatiskt med snabbt insättande symtom, sjukdomen är inte

men smittsam matförgiftning orsakas ofta av livsmedel som

Denna typ av hanterats med händerna vid tillredningen.

Bacillus cereus är en bakterie som förekommer allmänt i miljön, och kan bilda enterotoxin ett gift som verkar i tarmen. Den är en relativt vanlig matförgiftningsbakterie, och kan bilda två typer av gift toxin, ett värmetåligt och ett värmekänsligt. Det värmetåliga giftet, kräktoxin, ger kräkningar som huvudsymtom. Då bakterien är sporbildare överlever den kokning och blir i princip utan konkurrens av andra bakterier vid kokning av t.ex. ris. Om riset sedan får stå i rumstemperatur kommer bakterien snabbt att tillväxa och bilda ett gift som är värmetåligt. Det förstörs då inte vid upphettning av riset.

Det värmekänsliga giftet, diarrétoxinet, ger som narrmet anger i första hand diarrésymtom. Det förekommer i livsmedelsbuma utbrott med kött, grönsaksrätter eller desserter. Det värmetåliga toxinet

har en kort inkubationstid, l-6 timmar, och det värmekänsliga 6-24 timmar. Sjukdomen är relativt mild och brukar vara över inom ett dygn.

Clostridium perfringens sporbildande bakterie som finns i

är en jord och tarrninnehåll. Det är en vanlig matförgiftningsbakterie, som bildar ett enterotoxin som ger diarré, illamående och buksmärtor. Mindre vanligt är kräkningar och feber. Inkubationstiden är kort, 8-24 timmar, och normalt tillfrisknar man efter ett dygn. Den typiska matförgiñningen orsakad av Clostridium perfringens är någon typ av långkok, där sporema överlever och sedan snabbt kan tillväxa vid för långsam avsvalning eller förvaring av maten i rumstemperatur. Exempel på sådana maträtter är kalops, chili con came och kött- och grönsaksgrytor.

Clostridium botulinum är en bakterie som under vissa omständigheter bildar giftet botulinumtoxin i födan vilket orsakar botulism. Det är en sporbildnade bakterie som bara tillväxer i en syrefri miljö och vars gift är värmekänsligt. Botulism är sällsynt och karaktäriseras av neurologiska symtom som obehandlade ofta kan bli livshotande. Den drabbade känner matthet och yrsel och kan synrubbningar och svårigheter att tala, svälja och andas. Dessa fall kräver normalt sjukhusvård. Inkubationstiden är 6-36 timmar. Toxinet bildas genom felaktigt tillredd föda där det fått växa till, t.ex. i hemkonserver, ñskinläggningar och vacuumförpackad fisk. Mellan 1969 och 1995 har totalt ll fall av botulism rapporterats i Sverige. Den vanligaste orsaken var kryddsill, gravad fisk och rökt lax. Under 1994 inträffade två utbrott, orsakade av heminlagd kryddsill respektive varrnrökt lax.

198 Föda 1996:124

Salmonellos, paratyfoid- och tyfoidfeber orsakas av olika arter av bakterieslälctet Salmonella. Paratyfoid- och tyfoidfeber förekommer i Sverige oftast hos personer som smittats utomlands, omkring 30 fall av vardera varje år. Tyfoid- och paratyfoidfeber förekommer bara hos människor, och livsmedel förorenas via smittade personer eller avloppsförorenat vatten. Smittdosen är låg. Inkubationstiden är för tyfoidfeber ca 1-3 veckor och för paratyfoid l10 dagar. Tyfoidfeber är en blodförgiftning som ger hög feber och allmänsymtom. Diarré förekommer vanligen först under andra veckan av sjukdomen, som är långdragen och kräver sjukhusvård och antibiotikabehandling. Paratyfoidfeber är mildare än tyfoidfeber och medför vanligtvis diarré.

Salmonellos eller salmonelladiarre kan smitta både djur och människor. Det är relativt vanlig bakterie över hela världen och

en många djurslag är infekterade, men djuren blir normalt inte sjuka. Det finns ca 2 000 olika typer av Salmonellos, varav några är mycket vanliga, t.ex. enteritidis och typhimurium. Inkubationstiden är normalt 1-3 dygn. Den sjuke får oftast diarré, buksmärtor, feber och ibland kräkningar. Symtomen kan vara av varierande svårighetsgrad. Man kan t.o.m. symtomfri och ändå vara smittbärare. Smitt-

vara spridning kan ske från infekterade djur under slakten. Normalt krävs en tillväxt i livsmedlet för vidare smittspridning. Förutom animala livsmedel har även kryddor samt böngroddar och andra grönsaker orsakat sjukdomsutbrott. Under senare i Europa har det skett en omfattande smittspridning av enteritidis från ägg, då salmonellabakterien finns inuti ägget. Omkring 4 000 fall av salrnonellos rapporteras per år, varav 85 % är smittade utomlands. Anledningen att så få personer smittas i Sverige jämfört med situationen i andra europeiska länder är att mindre än l % av alla djur och livsmedel är salmonellasrnittade i vårt land. Vi har ännu inte något problem med enteritidis i ägg, men med nuvarande öppna gränser kan det bli ett framtida bekymmer.

Infektioner orsakade av Campylobacter är i Sverige betydligt vanligare än inhemska fall salmonellos. Även campylobacterios kan

av smitta både djur och människor. Insjuknandet är ofta akut, med diarré ibland blodblandad, buksmärtor, illamående, feber och kräkningar. Inkubationstiden är vanligen 1-3 dygn, och sjukdomen kan vara upp till en vecka. Livsmedel kan orsaka dessa infektioner om de inte tillagats ordentligt, t.ex. kyckling men även annan fågel, får och fläskkött. Utbrott av carnpylobacterinfektion har också orsakats av opastöriserad mjölk och förorenat dricksvatten. Trots att frekvensen av Campylobacter i smittade kycklingar minskat avsevärt under senare år har antalet carnpylobacterinfektioner i Sverige ökat. Det är därför sannolikt att det finns andra smittkällor som ännu inte kärmer till. Omkring 5 500 fall rapporteras per år, varav närmare hälften smittas i Sverige.

1996:124 Föda 199

Yersinia enterocolitica kan också smitta både djur och människor. Omkring l 000 fall rapporteras per år, varav flertalet troligen är smittade i landet. Insjuknandet är vanligen akut med diarré, kräkningar och buksmärtor. Smittan förekommer också t.ex. hos svin.

Shigella förekommer bara hos människor. Livsmedel förorenas via smittade personer eller avloppsförorenat vatten, t.ex. genom grönsaker

bevattnas med förorenat vatten. Symtomen är diarré oña som blodblandad, feber, illamående och kräkningar. Inkubationstiden är vanligen 2-3 dygn. Infektionsdosen är låg. Omkring 700 fall rapporteras per år, varav mer än 85 % är smittade utomlands.

På senare tid har de vanliga tarmbakteriema, Escherichia coli E. coli, visat sig kunna upphov till flera olika typer av diarrésjuk-

ge domar, åtminstone fem olika. Några av dessa sjukdomsframkallande E. coli bildar olika typer av toxiner. Dessa stammar smittar som annan livsmedelssmitta, via vatten och föda, får inte förväxlas med de

men Ecoli används indikatorbakterier vid vatten- och livsmedels-

som som

undersökningar. Exempel sjukdomsframkallande E. coli utgör

enterotoxinbildande E. coli ETEC, som är bland de vanligaste orsakerna till "tmistdiarré" och till diarré hos barn i utvecklingsländer.

De senaste åren har en ny typ av sjukdomsframkallande E. coli uppmärksammats som kan ge blodiga diarréer, s.k. enterohemmorragiska E. coli EHEC. Dessa ger symtom som påminner om shigellas, och sprids via livsmedel t.ex. nötkött, också via grönsaker och

som men förorenat vatten. Smitta från person till person kan också förekomma. De första fallen av enterohemmoragiska E. coli observerades 1970talet, och det första utbrottet rapporterades 1983. I samband med en spridning från en hamburgerkedja i USA 1993 insjuknade minst 500 personer och fyra avled. Under slutet av 1995 och början av 1996 förekom ett utbrott i Sverige med E. coli 0157 med drygt 100 fall. Orsaken till utbrottet kunde inte klarläggas. Vid ett mindre utbrott konstaterades att opastöriserad mjölk var orsaken. En komplikation utgör det s.k. hemolytiskt uremiska syndromet HUS, vilket drabbar några procent av de insjuknande, oña barn och ungdomar. Denna komplikation leder till ett allvarligt nedsättande av njurftmktionen och leder i vissa fall till döden. Mer än 25 % av de insjuknade under utbrottet fick HUS. EHEC-diarréer och komplikationen HUS innebär alltså en ny, allvarlig, smittsam sjukdom.

Virussmitta via livsmedel

Det finns ett antal tarmvirus som kan överföras till människor via dricksvatten och livsmedel som förorenats av smittade personer. Man känner till ett hundratal tarmvirus, exempelvis hepatitvirus gulsot,

200 Föda 1996:124

poliovirus och s.k. Norwalk-liknande virus. Dessa virus sprids oftast med livsmedel som inte upphettas före förtäring och de orsakar ofta utbrott med många drabbade. Ett exempel är importerade ostron med innehåll Norwalk-liknande virus. Den vanligaste orsaken till

av Norwalk-liknande utbrott i Sverige är att en person som varit eller håller på att bli magsjuk hanterar livsmedel och detta sätt sprider smittan till de som äter av maten.

Det finns i dag inga enkla metoder för att påvisa virus i livsmedel. En hjälp är dock att undersöka avföringsprov från sjuka personer i elektromnikroskop. Virus kan även spridas vidare som kontaktsmitta.

Prioner

Prioner är ett srnittärnne som är ett protein, och kan orsaka en typ av

ämsjukdom som ger demensliknande symtom. Till denna grupp av sjukdomar hör bl.a. Kuru och Creutzfelt-Jakobs sjukdom.

Kuru har förekommit på Papua-Nya Guinea, och infektionen överfördes där genom konsumtion av hjärna kannibalism.

Scrapie har länge funnits hos får i Europa. Ingen smittöverföring till människa har skett genom konsumtion av får eller fårhj

Creutzfelt-Jakobs sjukdom CJ D drabbar oftast äldre personer, och risken att insjukna är en på miljonen. Symtomen är demens och sjukdomsförloppet leder relativt snabbt till döden. Smittan har också överförts vid transplantation av comea hornhinna och användande av tillväxthonnon från hypofysen. I England har konstaterat 12 fall

man av CJD hos relativt unga människor och med avvikande sjukdomsmönster.

Bovin spongiform encefalopati BSE, "Galna ko-sjukan" uppträdde i England 1986. Det är en sjukdom som troligen överförs till kor via kraftfoder som innehåller smittämne från döda djur får och ko.

Sjukdomen har väckt stor uppmärksamhet pga. risken att den skulle kunna överföras till människa och för att nyligen funnit att

man unga människor smittats av en speciell form av CJD i England. Man har inte kunnat bevisa att dessa fall orsakats av BSE-smitta, men har inte heller kunnat utesluta det. I slutet av mars 1996 förbjöd EU all export av nötkött och andra beståndsdelar från kor från England. Sverige har haft en liten import av kött från England. I Sverige förbjöds användning

av döda djur i kraftfoder till nötkreatur redan 1986.

5.3.4 Slutsats

Att ge ett enkelt svar frågan "Varför blir vi matförgiftade" går inte. I princip krävs en samverkan mellan faktorerna srnittkälla, felaktig

1996:124 Föda 201

hantering, lämpligt näringsämne och känslighet. Personer med tillfälligt nedsatt immunförsvar pga. sjukdom, medicinering, graviditet etc.,

spädbarn och åldringar är mer känsliga än andra Speciella

grupper. åtgärder bör därför vidtas för att skydda dessa riskgrupper för livsmedelsburen smitta.

I cirka en tredjedel av de utredda matförgiñningsutbrotten hittar inget smittämne. Om detta beror att smittan är okänd eller det är

om

så att de befintliga analysmetodema är för dåliga vet inte i dag. För

att ytterligare minska exponeringen för livsmedelsburen smitta och för mattörgiñning krävs därför att snabbare analysmetoder utvecklas så att orsakerna till utbrott kan avslöjas i ett tidigt skede. För detta krävs nya forskningsinsatser speciellt inom virusområdet och inom området för de mindre kända sjukdomsframkallande mikroorganismer.

Felaktigheter när det gäller beredning, avsvalning och förvaring är

troligen förklaringen till de många matförgiftningama i hemmen och restauranger. Grundorsaken till dessa hanteringsfel är bristande kunskaper i elementär vardagshygien. Här krävs information och utbildmng.

15°

EEE 100 .25

i

so

f EEE

0 r h

Em Norwalkliknande virus I Shigells

å

S. aureus Salmonella

UI Övriga

B. ccreus

C. parti-ingen: g Okänt

ø Campylobacter

Figur 5.1. Livsmedelsburna sjukdomsutbrott 1984-1995, fördelade på mikrobiologiska orsaker. Källa: Smittskyddsinstitutet 1996.

5.3.5 Litteratur

Andersson Y, Norberg de Jong B. Hur farlig är maten Vår Föda

1994.

202 Föda 1996:124

5.4 Naturliga toxiner

Under årmiljoner har världens växter och djur levat sida vid sida, trots att de ofta varit beroende av varandra, till exempel genom att utgöra föda. Evolutionen har dock ombesörjt att livsforrnema, framför allt de orörliga växterna, utvecklat skydd mot organismer i sin omgivning. För växternas del har skyddet utformats olika sätt; ett fysiskt försvar

till exempel tjocka, yttre barriärer och taggar, ett biologiskt försvar som

till exempel motbjudande färger och avskräckande former, eller ett som kemiskt försvar illaluktande, illasmakande och giftiga toxiska

som ämnen. Toxiska ämnen tillhör det kemiska försvaret brukar

som benämnas fytoalexiner. Våra livsmedelsproducerande växter/ grödor utgör inget undantag från övriga växter. De innehåller alla vad kallar för naturliga toxiner, av vilka en del är fytoalexiner. Andra kan vara helt normala näringsämnen i växten, till exempel erukasyra i raps.

som

Kunskapen är dålig vilka naturliga toxiner som de livsmedels-

om producerande växterna innehåller, och vilka halterna är av dessa ämnen. l tid då växtförädlingen går över från traditionella förädlingsmetoder

en till bioteknologiska metoder utnyttjande genteknik, har många länders myndigheter beslutat att sådana livsmedel inte får våra mindre

nya säkra än de traditionellt producerade livsmedlen. Livsmedelssäkerheten måste fastläggas med laborativa undersökningar. I motsats till tillsatser och miljöföroreningar har vanliga livsmedel aldrig tidigare testats på sin säkerhet. Det är det långa bruket av dem som legitimerat deras användning. Detta faktum förklaring till vår relativt sett mycket

ger en bristfälliga kunskap om naturliga toxiner. För att kunna fastlägga livsmedelssäkerheten hos nya bioteknologiskt producerade livsmedel krävs kunskap om olika livsmedels innehåll av potentiellt giftiga ämnen.

5.4.1 Förekomst

Vilka är då de naturliga toxinema Dels är det de endogent bildade gifterna som bildas i växten, t.ex. fytoalexiner, dels ämnen som förorenar livsmedlet, s.k. livsmedelskontaminanter av naturligt

som innehåller toxiska ämnen. l den senare gruppen ingår ursprung giftproducerande mikroorganismer. Mögelgifter diskuteras i nästa avsnitt 55. Dessutom förekommer i livsmedel, speciellt i växter, ämnen hämmar vår kropps utnyttjande näringen från livsmedel.

som av Dessa benärrms antinutritionella ämnen. Tabell 5.2-5.4 presenterar några exempel på naturliga toxiner och antinutritionella faktorer.

1996:124 Föda 203

Det är långt ifrån lätt att klassificera naturliga toxiner. Det kan ske på basis av funktionell kemisk grupp t.ex. cyanogena glukosider, fysiologisk verkningsmekanism t.ex. hämmare av acetylkolinesteras eller typ av effekt t.ex. centralstimulerande änmen. De naturliga toxinema i Tabell 5.2 är klassificerade efter funktionell kemisk grupp och de antinuuitionella ämnena i Tabell 5.3 efter fysiologisk verkningsmekanism.

Tabell 5.2 Exempel naturliga toxiner i livsmedelsproducerande växter

Naturligt toxin Typ avtoxin Exempel på livsmedel

Dopamin Biogen amin Bondböna Tyramin Biogen amin Banan Amygdalin Cyanogen glukosid Mandel, stenfrukter Linamarin Cyanogen glukosid Limaböna, linfrö Solanin Glykoalkaloid Potatis Tomatine Glykoalkaloid Tomat Safrol Metylendioxybensen Sassafras, svartpeppar Myristicin Metylendioxybensen Muskot, svartpeppar Koffein Metylerade oxypuriner Kaffe, te Teobromin Metylerade oxypuriner Kakao

Källa: Livsmedelsverket

Tabell 5.3 Exempel på toxiska ämnen som naturligt kontaminerar livsmedel

Giltigt ämne kontaminant med ämnet Exempel pá livsmedel

Pyrrolizidin-alkaloider ogräs Cerealier Saxitoxin giltiga plankton Skaldjur Tremeton växt som betas framför allt vid torka Mjölk Botulin bakterie Kan variera Ochratoxin A mögelsvamp Cerealier

KällazLivsmedelsverket

204 Föda 1996:124

Tabell 5.4 Exempel på antinutritionella ämnen i livsmedel och deras effekt

Antinutritionellt Effekt Ex. pá ämne livsmedel

Proteinasinhibitorer Hämmar nedbrytning protein Ärtväxter

av Lektiner Hämmar absorption av protein

och mineraler Ärtväxter Fytinsyra Hämmar absorption av mineraler Fullkomsbröd Oxalsyra Reducerar tillgängligheten av

tvâvärda katj oner, t.ex. kalcium Rabarber Glukosinolater Stimulerar utveckling av struma Kålväxter Gossypol Antimineral/antiprotein Bornullsñöolja Askorbinsyra-oxidas Minskar C-vitaminnivån Diverse frukt Antitamin-faktorer Minskar tillgängligheten av vit. Diverse fiskar

och skaldjur Antipyridoxin-faktorer Minskar tillgängligheten avvit. B, Champinjoner

Källa: Livsmedelsverket

5.4.2 Hälsoeffekter

Halten och styrkan av de naturliga toxinema i växter hänger bland annat samman med vilka organismer växten utvecklat skydd mot. Lyckligtvis har många fytoalexiner utvecklats för att skydda växten mot insekter, svampar och andra mindre organismer, och inte mot större djur eller människor. Förekomsten av naturliga toxiner i konsumerade livsmedel behöver därför inte innebära någon risk för människan eftersom den mängd konsumerar fördelas på en större kroppsmassa och dosen per kg kroppsvikt blir tämligen låg. Men ofta är säkerhetsmarginalen liten innan den tröskelnivå nås då toxiska effekter kan uppträda. Den smala säkerhetsmarginalen för naturliga gifter skiljer dem från de flesta tillsatser och miljökontaminanter. Ett belysande exempel är glykoalkaloidema solanin och chakonin i potatis

i högre doser kan upphov till feber, huvudvärk, magsmärtor, som ge diarréer, kräkningar och i allvarligare fall neurologiska skador och skadliga effekter hjärtat. I de potatissorter som förekommer den

europeiska marknaden ligger glykoalkaloidhalten 50-200 mg/kg.

Vilda släktingar till potatisen, som ofta används i växtförädlingsarbetet, kan innehålla flera tusen mg/kg. Normalkonsumtionen av potatis ligger cirka 3 hg per dag. Skulle den öka med 2-6 gånger riskerar vi att förgiftas om halten av glykoalkaloider i potatissorten ligger vid 200

mg/kg.

Naturliga gifter är lyckligtvis sällan akuttoxiska i de halter som intas med födan. Undantag är till exempel tetrodoxin, ett nervgift som förekommer i blåsfisken, en japansk delikatess. Kunniga personer kan tillaga fisken så att dess ätliga delar inte kontarnineras av nervgiñet. Ett

1996:124 Föda 205

annat exempel ett akuttoxiskt naturligt toxin är hydrazin-derivatet gyromitrin i stenmurkla Gyromitra esculenta. Vid konsumtion

av svampen omvandlas gyromitrinet i magens sura miljö till andra hydrazin-derivat den direkta orsaken till såväl gyromitrinets

som anses vara akuttoxiska som dess kroniskt toxiska effekter fortplantningstoxicitet och cancer. Genom att tillaga stenmurklan rätt sätt kan halten

av gyromitrin reduceras med 85-90 %. Ett hydrazin-derivat, kallat agaritin, har påvisats även i den odlade champinjonen Agaritin är dock

. inte akuttoxiskt. Huruvida det föreligger en risk för kronisk toxicitet vid konsumtion champinjoner undersöks för närvarande nordiska

av av

livsmedelstoxikologer. Sammanfattningsvis kan konstatera att kunskaperna rörande

naturliga gifter är rudimentära jämfört med kunskaperna t.ex.

om tillsatser, bekämpningsmedel och miljöföroreningar. En kvantitativ riskbedömning av dessa ärrmen är i de flesta fallen helt omöjlig och mycket forskning krävs för att kartlägga eventuella hälsoeffekter.

5.4.3 Litteratur

Andersson C. Stemnurklan olämplig att äta. Vår Föda 3;l994,

- 144-151.

DMel1o Duffus Duffus Toxic Substances Crop Plants. Thomas Graham House, Science Park, Cambridge, 1991.

Leiner Toxic Constituents of Plant Foodstuffs. Academic Press, 1980.

National Academy of Sciences. Toxicants Occuring Naturally Foods. Washington DC, 1973.

Rechcigl M. CRC Handbook of Naturally Occuring Food Toxicants. CRC Press Inc, Boca Raton, Florida, 1983.

206 Föda 1996:124

5.5

Mögelgifter

Mögelsvampar finns överallt i vår miljö. Vissa mögelsvampar kan producera mögelgifter, mykotoxiner, kan exponeras för bl.a. via

som livsmedel. Vissa mykotoxiner kan ha toxiska effekter även i låga halter

däggdjur exponerats via födan, andningsorganen eller huden.

som I dag finns flera hundra mykotoxiner beskrivna. För att förhindra bildning mykotoxiner är det viktigt att begränsa de faktorer som

av

mögelväxt och toxinbildning. Vid upphettning till 70-80°C gynnar dödas mögelsvarnpama och deras de flesta toxinerna tål

sporer, men kraftig värmebehandling. Nedan följer genomgång av några av de

en mykotoxiner i dag vet kan ge negativa hälsoeffekter:

som

5.5.1 Aflatoxiner

Kritisk effekt: Cancer

Känsliga grupper: Inga definierade

Gränsvärden/

rekommendationer: Inofficiellt TDI: 0,01ng/kg kroppsvikt och

dag

Gränsvärde i

livsmedel: 5 000 ng/kg. I mjölk 50 ng/kg aflatoxin M1

Intag, generellt: Svenska beräkningar saknas, men TDI

överskrids sannolikt.

Europa: 0,25 ng/kg kroppsvikt och dag

för högexponerade:Personersom har ett högt intag av t.ex.

nötter och fikon utgör en riskgrupp, men

intagsberäkningar saknas.

Överskridande TDI:Troligen mycket vanligt

av

gränsvärden: Halterna i mjölk är väl kontrollerade och

av

överskrids mycket sällan.

I övriga livsmedel är kontrollen inte lika

säker.

Antal cancerfall: Osäkert. Baserat schweiziska beräk-

ningar: ca 1-10 fall per

TDITolerabelt dagligt intag. 103 lO6ng

l mg Mg

1996:124 Föda 207

Aflatoxin B,, B,, och produceras av Aspergillus flavus parasiticus och återfinns huvudsakligen i importerade livsmedel, t.ex. jordnötter, paranötter och fikon. Aflatoxin M, metabolit

är en av aflatoxin och återñmis i mjölk från kor utfodrats med aflatoxin

som B,-haltigt foder. Aflatoxin i foder härrör vanligen från importerade

foderråvaror, men misslyckad syrabehandling spannmål har även

av orsakat bildning av aflatoxin i Sverige. Halterna av aflatoxin M, är i dag så låga att de inte kan spåras i mjölk, tack ett omfattande

vare

egenkontrollprogram. Halterna av aflatoxiner i fikon importerades

som till Sverige kunde för några sedan vara mycket höga l mg/kg i enstaka fikon. Numera har kontrollen förbättrats och halterna i fikon i handeln ligger under gränsvärdet. Aktuella förekornstdata för aflatoxin i andra produkter saknas.

Aflatoxin B,, som är vanligast förekommande och giftigast

av aflatoxinema, ger leverskador vid intag av stora doser och är levercancerogent och genotoxiskt mutagent och DNA-skadande vid låga

intag mindre än 0,1 ;lg/kg kroppsvikt och dag i djurförsök. Vidare har

epidemiologiska studier visat ett samband mellan exponering för aflatoxin och levercancer hos människa. Det internationella

cancerforskningsinstitutet IARC har därför klassificerat atlatoxin som cancerframkallande för människan. Utifrån djurstudier har en dansk

arbetsgrupp fastställt ett TDI tolerabelt högsta dagsintag 0,01

ng/kg kroppsvikt. Baserat de tumörframkallande egenskaperna hos aflatoxin beräknade Lutz och Schlatter 1992 att exponering för toxinet leder till 6 cancerfall på miljon livstidsrisk vid ett

en personer

intag av 0,25 ng/kg kroppsvikt och dag. Detta har inom ett EU-projekt

beräknats vara det genomsnittliga intaget aflatoxin B,. Om

av man antar att intaget är lika stort i Sverige skulle denna beräkning motsvara 0,7 fall per år. Den metod för cancerriskuppskattning Lutz och

som Schlatter har använt minst 10 gånger lägre risk än den

ger en mer accepterade metod som det amerikanska naturvårdsverket EPA använder. Lutz och Schlatter har inte inkluderat omräkningsfalçtorer för jämförelse av doser mellan försöksdjur och människa, och inte heller något statistiskt konfidensintervall.

Resultat från EU-projektet visade också att intaget för de individer som konsumerar jordnötter, jordnötsprodukter och fikon blir betydligt

högre än det genomsnittliga intaget i befolkningen helhet. På grund

som

av fåtaliga analysdata och bristande intagsdata kan intaget aflatoxin

av i Sverige inte beräknas. Det kan emellertid inte uteslutas att några cancerfall i Sverige orsakas av exponering för aflatoxin. För särskilt utsatta produkter som jordnötter, paranötter, fikon och bovete måste importören kunna visa att halten av aflatoxin inte överstiger det svenska gränsvärdet på 5 Mg/kg. För flytande mjölkprodukter finns ett gränsvärde för aflatoxin M, på 0,05 lig/kg.

208 Föda 1996:124

5.5.2 Ochratoxin A

Kritisk effekt: Njurskador

Känsliga Ev. med redan etablerad njur

grupper: personer

funktionsstöming

Gränsvärden/

rekommendationer: TDI: 5 ng/kg kroppsvikt och dag

Intag, generellt: Medelintag l ng/kg kroppsvikt och dag

ca

10 ng/kg kroppsvikt och dag

Intag, högexponerade:Ca

Överskridanden

TDI: Troligen l % av svenska folket

av

Till skillnad från aflatoxiner förekommer ochratoxin A i Sverige till största delen i inhemska produkter t.ex. spannmål, torkade

som baljväxter och fläskkött. Ochratoxin A bildas i vårt klimat av mögel-

Penicillium kan infektera spannmålen och svampen verrucosum, som

baljväxtema under lagring torkningen varit otillräcklig. Via foder

om

innehåller kontaminerad spannmål kan toxinet överföras till som livsmedel av animaliskt ursprung.

Ochratoxin A är skadligt för njurarna och levern, fosterskadande och kan ha negativ inverkan immunförsvaret, vilket man har sett i experimentella studier. Vidare toxinet upphov till tumörer i njuren

ger hos råtta vid exponering 70 tag/kg kroppsvikt och dag. Njur-

en av

vid lägre exponeringsdoser. Nyare studier tyder även på att skador ses ochratoxin A är genotoxiskt. Flera epidemiologiska studier av sambandet mellan njursjukdomar och exponering för ochratoxin A har utförts, speciellt Balkan där exponeringen är hög. Resultaten från dessa studier tyder på ett samband mellan hög exponering för ochratoxin A och form kroniska njurskador utmärks av för-

en av som minskade njurar fungerar sämre. Dessutom ses en ökad förekomst

som

urinledarcancer i områden med hög frekvens av kroniska njurskaav dor. Det går för närvarande inte att klart bevisa vilken roll ochratoxin

A spelar i uppkomsten av kroniska njurskador.

Det dagliga intaget ochratoxin A i Sverige har beräknats till ett

av genomsnittligt värde mellan 0,2 och 1,5 ng/kg kroppsvikt, och ett högsta värde till mellan 9 och 12 ng/kg kroppsvikt, beroende på beräkningsmetod. Upprepade undersökningar av mänskligt blod visar

1996:124 Föda 209

att toxinet är mycket vanligt i låga halter och går med dagens känsliga analysmetoder att spåra i alla undersökta prover från svenska blodgivare.

Ett tolerabelt dagsintag, TDI, på 5 ng/kg kroppsvikt har fastställts av en nordisk arbetsgrupp 1991. Intagsbcräkningarna tyder på att detta värde överskrids en liten del befolkningen l %. Gränsvärden

av av for ochratoxin A i livsmedel har hittills inte fastställts, diskuteras

men för närvarande inom EU.

5.5.3 Fusariumtoxiner

Kritiska effekter: Akuta förgiftningsfall, immunologisk

påverkan, hormonella effekter, tumörer

Känsliga grupper: Inga definierade

Gränsvärden/

rekommendationer: Saknas

Intag: Intagsberäkningar saknas

Mögelsvampar i släktet F usarium har förmågan att bilda en stor mängd olika toxiner. Dessa svampar är mycket vanliga i svensk spannmål, och många kan bilda ett eller flera toxiner redan den växande grödan.

De viktigaste ur svenskt perspektiv bedöms trichothecener.

vara T-2 toxin och dess metabolit HT-2, deoxynivalenol och nivalenol är allmänt förekommande trichothecener i Sverige. Speciellt vanlig är deoxynivalenol, återfinns i låga halter i hälften alla

som ca av analyserade spannmålsprover. Trichothecenema orsakar emellanåt förgiftningar hos husdjur som yttrar sig som diarré, kräkningar, inre blödningar, tillväxthämning och nedsatt immunförsvar. Djurförsök har också visat att speciellt T-2 har hög akut toxicitet. T-2 ger också upphov till levertumörer hos försöksdjur. Toxinet bedömdes dock inte som cancerframkallande av IARC 1992. Några epidemiologiska studier som undersökt sambandet mellan tumörer och intag T-2-

av toxin har inte utförts. Eftersom den toxikologiska dokumentationen över trichothecenema är bristfällig har ett tolerabelt dagligt intag hittills inte bestämts. Exponeringen i Sverige har inte heller beräknats. Någon kvantitativ riskanalys kan därför inte utföras. Intagsberäkningar och toxikologiska riskbedömningar av trichothecener pågår för närvarande inom ett nordiskt projekt. Gränsvärden för trichothecener kommer därefter att diskuteras.

210 Föda 1996:124

5.5.4 Patulin

Kritisk effekt: Akuta förgiftningsfall

lågdoseffektema oklara

Känsliga grupper: Inga definierade Gränsvärden/ rekommendationer: TDlz 0,4 ;rg/kg kroppsvikt

Riktvärde: För juice, frukt och bär: 50 ;tg/kg

Intag: Intagsberäkningar saknas

Överskridanden: Svenska livsmedel överskrider oftast inte

riktvärdet

Frukt och bär angrips lätt av mögelsvampen Penicillium expansum,

kan bilda det vattenlösliga toxinet patulin. Mängden patulin i som svenska konsumtionsprodukter är oftast låg. De toxiska effekterna av patulin är främst mag-tarmbesvär och ses i djurstudier vid en exponering för 5 mg/kg kroppsvikt. Lägre doser ger minskad kroppsvikt. Patulin är inte mutagent, men det interagerar med DNA in vitro och kan ge upphov till kromosomskador. Den enda cancerstudie som finns, på råtta, har inte visat några effekter. Eftersom det saknas cancerstudier på andra djurarter anses det fortfarande oklart om patulin är cancerframkallande eller inte. I Sverige misstänks patulin ha orsakat utbrott av diarré hos bam. Ett provisoriskt tolerabelt dagsintag på 0,4 ,ag/kg kroppsvikt, baserat djurförsöksdata, har fastställts

av JECFA Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives, 1995. Något gränsvärde i egentlig mening har inte fastställts för patulin i livsmedel, men det finns ett riktvärde på 50 ;rg/kg för juice, frukt och bär.

5.5.5 Slutsatser

För närvarande saknas data för såväl intag toxicitet för flertalet

som mykotoxiner mögelgifter, vilket försvårar riskbedömningen dessa

av substanser. Troligen finns det också åtskilliga mykotoxiner

vars negativa hälsoeffekter fortfarande är okända. Eftersom flera de

av mera

1996:124 Föda 211

väl studerade toxinerna är mycket starka och vissa är cancerframkallande, så är mykotoxinema ett område som bör bevakas ur hälsomässig

synvinkel.

5.5.6 Litteratur

Lutz W K, Schlatter Chemical carcinogens and ovemuuition diet-related cancer. Carcinogenesis 13; 2211-2216, 1992.

Miller J D, Trenholm H Mycotoxins grain. Eagan Press, St. Paul, USA, 1994.

National Food Agency of Denmark. Mycotoxins Danish foods. 1995.

5.6 Påverkan från

livsmedelsförpackningar

Det stora flertalet livsmedel köper i handeln i dag är fardigförpackade. Detta underlättar vid hantering och skyddar livsmedlen mot

t.ex. ljus, fukt, syre och mikroorganismer. Förpackningarna ska också

bidra till att bevara livsmedlets näringsvärde, smak och lukt och är ett

hjälpmedel vid information om livsmedlet. Förpackningsmaterialet

måste dock lämpligt så att det inte förorenar livsmedlet, s.k.

vara migration överföring av ämnen från material till livsmedel. Livsmedlets egenskaper som framför allt surhet, fetthalt och vattenhalt

liksom förvaringstid och fyllnings- och förvaringstemperatur har

betydelse för migrationens storlek.

Ungefär hälften av det konsumerade förpackningsmaterialet i Sverige utgörs av livsmedelsförpaclmingar varav plast utgör 33 %,

papper och kartong 43 %, metall 13 % och glas 4 %. Plast är det material som oftast är i direkt kontakt med livsmedel.

Material modet i dag är sådana som används vid hög temperatur, t.ex. i mikrovågsugn respektive i vanlig ugn och material som återanvänds eller som återvunnits. Båda dessa nya typer av material är

problematiska. I det förstnämnda fallet beroende bristfällig kunskap

om vad som händer med materialet vid höga temperaturer, och i det senare fallet beroende bristfällig kunskap innehållet i retur-

om materialen.

För att kunna bedöma huruvida livsmedel blir förorenade ett olämpligt sätt måste den exakta sammansättningen av förpackningsmaterialet vara känd.

212 Föda 1996: 124

5.6.1 Lagstiftning

I nuläget är alla tillåtna utgångsämnen för plasttillverkning, huvudsaldigen s.k. monomerer, reglerade i EG:s lagstiftning i form av

positivlistor. För åtskilliga av dem finns särskilda gränsvärden, en del

mycket låga, som t.ex. för vinylklorid och alcrylnitzril. Dessa två ämnen ska t.ex. inte kunna påvisas i livsmedlet. För tillsatsänmen i plast saknas i stort sett detaljerad lagstiftning men dessa kommer att vara reglerade inom de närmaste fem åren. Inom EU måste i dag alla

livsmedelsförpaclmingar av plast uppfylla krav migration, vilket kan

bestämmas med s.k. migrationsundersölming. i kontakt med

För papper livsmedel saknas i dag EG-lagstiftning men flertalet tillverkare använder sig av tyska rekommendationer.

5.6.2 och hälsorisker

Exponering

eventuella

När det gäller exponering för ämnen i förpackningsmaterial så saknas i stor utsträckning sådana data. I England vid Ministry of Agriculture for Fisheries and Foods MAFF, 1987 och 1990 har under ett femtontal år orts studier på intag av monomerer och tillsatsämnen, t.ex. mjukgörare från vanliga plastmaterial. Ett medelintag per person och dag har beräknats och jämförts med rekommenderat högsta dagsintag TDI per kg kroppsvikt. Av studerade mjukgörare i PVCplast låg det beräknade intaget under TDI-värdena.

Enligt en nyligen utförd studie av MAFF 1995 har ftalater i relativt höga halter även påträffats i livsmedel förpackade i papper och kartong. Ursprunget till dessa halter verkar inte endast vara förpackningen tiyckfarger m.m. utan även andra yttre källor.

Intaget av mjukgörare via förpackningsmaterial är sannolikt lägre i Sverige än i England bl.a. grund av en mindre användning av PVC. För monomeren vinylidenklorid beräknades det dagliga intaget 1980 i England till maximalt l ;rg per person. 1983 beräknade Livsmedelsverket det svenska intaget av vinylklorid och akrylnitril i Sverige till 0,1 ,ag respektive 0,05 ug per person och dag.

Det är i första hand mjukgörarna har varit föremål för debatt

som i Sverige, inte bara grund av risken för toxiska effekter utan också för den stora överföringen till livsmedel från t.ex. plastfilm till ost. I dag är problemet mindre beroende att andra mjukgörare används samt att ersättningsmaterial finns för PVC.

Andra tillsatsämnen som tilldragit sig intresse ur toxikologisk synpunkt är t.ex. pigment och stabilisatorer.

1996:124 Föda 213

När det gäller papperstillverkning är möjligen användningen av

slembekämpningsmedel, bestiykningskemikalier, tryckfärger och

föroreningar som tungmetaller och PCB något som eventuellt kan ge upphov till problem i slutprodukten. Sannolikt är dock exponeringen mycket låg från ovan nämnda ämnen.

5.6.3 Återvimna material

På grund miljöskäl och ekonomiska skäl kan man inte utesluta att

av konsumenten via livsmedel exponeras, eller kommer att exponeras, för föroreningar från återanvänt material med okänt innehåll eftersom det saknas regler inom området. EG-lagstiftningen tillåter i princip bara

framställning förpackningsmaterial av plast från kända kemiska

av änmen, vilket försvårar användningen återvimnet plastmaterial. Så

av är inte fallet när det gäller returpapper. EU-lagstiñziing saknas detta område och returpapper har använts i Västeuropa en längre tid.

Returplast: För närvarande utgör returplast knappast något större problem. En anledning är att det finns mycket returprodukter marknaden i dag som används till livsmedel. Ett exempel är PETflaskor med ett mittskikt av återvunnen PET. Ett annat skäl är att PETmaterialet och andra återvunna material som förekommer visat sig motsvara de krav som man ställer nytt material.

Retwpapper: Returfiberbaserade material i kontakt med livsmedel innebär ett flertal problem. Ett är bristen kunskap om vilka föroreningar kan finnas i materialet. Sarmolika föroreningar i

som returfibem är t.ex. tryckfarger, lim, lösningsmedel etc. Det är vidare omöjligt att utföra en sedvanlig toxikologisk utvärdering av sådana material, delvis på grund av svårigheterna att bestämma alla ingående föroreningar och delvis beroende på bristen toxikologiska data. Speciellt i Norden ifrågasätts .det om returpapper ska få tillåtas att komma i direkt kontakt med livsmedel.

5.6.4 Slutsatser

Exponeringen för ärrmen via förpackningsmaterial är i de flesta fall

okänd. Det är därför omöjligt att bedöma den totala hälsorisken. Den detaljreglering som i dag har påbörjats inom EU gagnar sannolikt konsumenten ur hälsosynpunkt. De riskområden som kan identifieras är nya material som används vid högre temperaturer och material som återanvänds eller utgörs av återvunnet material, där kimskap kanske saknas helt om innehållet. Traditionellt utpekade grupper av kemikalier

214 Föda 1996:124

mjukgörare, pigment, stabilisatorer i plast och slembekämp-

som

ningsmedel och bestrylcningskemikalier vid pappersframställning är

ämnesgmpper som fortfarande måste hållas under kontinuerlig observation. Sannolikt är dock hälsorisken liten vid användning av

livsmedelsförpaclcningar.

5.6.5 Litteratur

Livsmedelsverket. PM angående kemiska änmen i förpackningsmaterial. Uppsala 1983-10-20.

Miljön och förpackningarna. SOU 1991:76 samt bilaga 1991:77

Ministry of Agriculture, Fisheries and Food MAFF. Survey of

vinylidene chloride levels food contact materials and foods. Food Surveillance Paper No.3 London: HMSO 1980.

Ministry of Agriculture, Fisheries and Food MAFF. Survey of Plasticizer Levels Food Contact Materials and in Foods. Food Surveillance Paper No. 21 London: HMSO 1987.

Ministry of Agriculture, Fisheries and Food MAFF. Plasticizers: Continuing Surveillance. Food Surveillance Paper No. 30 London: HMSO 1990.

Ministry of Agriculture, Fisheries and Food MAFF. Food Safety Information Bull. No 61, May 1995,

1996:124 Föda 215

5.7 Livsmedelstillsatser

Kritiska effekter: överkänslighetsreaktioner

Känsliga grupper: Personer som redan lider av någon allergisk

sjukdom

Gränsvärden: ADI-värden finns fastställda för alla

livsmedelstillsatser, men överkänslighets-

problemet faller utanför ADI-konceptet.

Intag: Risken för att ADI-värdet ska överskridas

andra än extremkonsumenter är liten för

av

de flesta tillsatsema.

Livsmedelstillsatser används för att förbättra ett livsmedels hållbarhet, konsistens, färg, smak eller lukt. De kan ha antingen syntetiskt eller naturligt Livsmedelstillsatser tillsätts med avsikt, till skillnad

ursprung. från kontaminanter. En livsmedelstillsats kan således förbjudas om den

innebära hälsorisker för konsumenterna. Användningen av anses livsmedelstillsatser regleras i tre EG-direktiv: sötningsmedel 94/35/EG, färgämnen 94/36/EG och övriga livsmedelstillsatser 95/2/EG. I samtliga direktiv finns specificerade krav att medlemsländerna ska följa användning och konsumtion av livsmedelstillsatser, samt avrapportera detta till kommissionen. Kommissionens DGIII åsikt är att detaljerade intagsuppskattningar i första hand ska utföras för tillsatser är prioriterade utifrån hälsomässiga aspekter. Dessa

som intagsberäkningar ska kunna leda till förändringar i direktiven.

För livsmedelstillsatser tillämpas ADI-konceptet acceptabelt dagligt intag for att skydda konsumenter från skadliga effekter. Intagsberäkningar baserade högsta tillåtna halter av respektive livsmedelstillsats visar att risken för att ADI-värdet ska överskridas av andra än extremkonsumenter över 95:e eller 97,5:e percentilen är liten för de flesta tillsatsema. Några tillsatser där intaget enligt dessa grova uppskattningar däremot ligger högt i förhållande till ADI-värdet är sulfit och bensoesyra.

216 Föda 1996:124

Överkänslighet

Problemet med överkänslighetsreaktioner faller utanför ADI-

resonemanget. Tillsatser som kan ge överkänslighetsreaktioner hos känsliga individer är sulfit, bensoater och azofärgärrmen. Ofta är det personer som redan lider av någon allergisk sjukdom, får förvärrade

som symtom pga dessa tillsatser.

Sal/it innebär hälsorisker huvudsakligen för lider

personer som av svår astma. Exempel symtom som observerats vid sulfrtöverkänslighet är förutom astmaanfall klåda, hudrodnad, nässelutslag, blodtrycksfall, luftrörssammandragning och anafylaktisk chock.

Bensoarer kan ge upphov till symtom från huden, nässelfeber, svullnad och irritation av bameksem. Visa personer upplever en stickande känsla i läppar och mun. Sällan rapporteras bensoater

ge besvär som astma eller annan lungpåverkan. Ibland kan bensoater däremot ge besvär från mag-tarmkanalen.

Azofärgämnen uppmärksammades 70-talet eftersom ett antal studier visade på en ökad risk för överkänslighetsreaktioner, främst nässelutslag och astma. Därför har Sverige sedan 1980 haft

en restriktiv lagstiftning för användning av azofärgänmen. Enligt EU-lagstiñningen tillåts däremot bredare användning. Nyare studier

en har bekräftat att azofärgämnen kan orsaka överkänslighetsreaktioner, främst hos personer som redan lider av någon allergisk sjukdom. Baserat kliniska provokationstester skulle uppskattningsvis 5-10 procent av de personer som lider av kroniska nässelutslag och liknande hudbesvär, kurma få ökade symtom efter intag azofärgänunet

av tartrazin. Beträffande astmatiker är sambandet oklart, och

mer allvarliga astmatiska reaktioner mot azofärgämnen förefaller mycket sällsynta.

Den andel av befolkningen i Sverige som är överkänslig för

azofärgämnen har tidigare uppskattats till 0,04 %, vilket skulle innebära att ca 3 200 svenskar skulle kunna överkänsliga. I nyligen

vara en publicerad studie undersöktes överkänslighet mot livsmedelstillsatser hos danska skolbarn med hjälp provokationstester. Fem barn

av av sex som uppvisade reaktioner reagerade syntetiska färgämnen. Samtliga bam som reagerade var allergiker. Utifrån resultaten provokations-

av testen beräknades att l-2 procent av alla barn i åldersgruppen 5-16 skulle kurma reagera tillsatser i vissa situationer.

Provokationstester innebär att relativt höga doser i speciell

ges en försökssituation. Därför är det inte troligt att prevalensen

av överkänslighetsreaktioner mot livsmedelstillsatser i vardagliga livet är så stor. I en brittisk undersökning, baserad drygt 18 000 deltagare,

1996:124 Föda 217

uppskattades prevalensen för tillsatsöverkänslighet i befolkningen till 0,01- 0,23 %.

Azofärgänmen, som troligen är de mest problematiska tillsatsema med tanke på överkänslighetsreaktioner, används i stort sett inte i Sverige i dag. Det är därför mycket svårt att bedöma om dessa tillsatser utgör något konkret hälsoproblem. Sverige verkar inom EU för minskad användning av azofärgämnen, dels beroende tänkbara hälsoeffekter men. också därför att anser att inget behov föreligger av dessa änmen. I medlemskapsförhandlingama begärde Sverige vissa undantag gällande azofärgämnen, men EU beviljade inte detta. För att kunna fortsätta tillämpa våra restriktiva regler kommer Sverige istället att hänvisa till den miljögaranti som finns i Romfördragets artikel lO0a.

5.7.2 Litteratur

Fuglsang G, Madsen Saval Österballe O. Prevalence of intolerance to food additives among Danish school children. Pediatr Allergy Immunol 4:123-129, 1993.

Thuvander A. Överkänslighet mot azofärgämnen. Läkartidningen 92;

296-298, 1995.

Young Patel Stoneham M, Rona WilkinsonJ D. The prevalence of reaction to food additives a survey population. J Royal Coll Phys Lond 21 2241-247, 1987.

218 Föda 1996:124

5 8

Bekämpningsmedelsrester

.

Kritiska effekter: Mycket varierande, beror på ämnet i fråga

Känsliga grupper: Går att definiera möjliga riskgrupper är

barn och äldre

Gränsvärden: Finns för de flesta änmen som kan lärrma

rester i livsmedel

Intag: Normalt några procent av ADI accepta-

belt dagligt intag

Överskridande

av

gränsvärden: l-2 % av inhemskt producerade livsmedel.

3-4 % av importerade livsmedel

I jordbruk och trädgårdsodling används många olika bekämpningsmedel pesticider för att bekämpa ogräs och skydda grödan från angrepp av insekter och svampar. Bakom denna användning ligger bl.a. konsumenternas och producentemas krav ökad kvalitet, låga priser

och större skördar. Jordbrukets specialisering med ensidighet i odlingen

samt ökad mekanisering är andra faktorer som under de senaste årtiondena ökat behovet av bekämpningsmedel. Bekämpningsmedel används också för att bekämpa insekter och svampar som ger sjukdomar hos människor och husdjur eller angriper prydnadsväxter. Förutom kemisk bekämpning kan för att bli av med skadegörare till

man exempel använda varierad växtföljd eller biologisk bekämpning. Det stora intresset för miljöfrågor och ett uthålligt jordbruk som väckts under de senaste åren kommer sannolikt sikt att medföra en minskad användning av bekämpningsmedel i jordbruket.

5.8. l Förekomst

En del bekämpningsmedel används tidigt under odlingen eller bryts ner så snabbt att man bara i undantagsfall kan spåra rester av dem i våra livsmedel. Andra substanser används nära eller efter skörd, och rester kan därför finnas kvar i livsmedlen när de konsumeras. Ett särskilt problem har utgjorts av de bekämpningsmedel som bryts ner mycket

1996:124 Föda 219

långsamt och lagras i vår kropp. Hit hör DDT som tidigare använts i mycket stor mängd men som numera inte får användas i Sverige.

Varje år analyseras i Sverige flera tusen prover av vegetabilier huvudsakligen frukt, bär, grönsaker och potatis för att kontrollera om de innehåller otillåtet höga rester bekämpningsmedel. Med de

av

känsliga analysmetoder som används rutinmässigt i den svenska

kontrollen kan man påvisa över tvåhundra bekämpningsmedel.

Som regel ligger de resthalter man finner under de fastställda högsta halterna, men normalt upptäcks i cirka l-2 % av proven inhemskt producerade livsmedel överskridanden av gällande gränsvärde. För importerade produkter upptäcks överskridanden i 3-4 % av proverna.

Om överskridanden upptäcks har troligen odlaren använt mer än nödvändigt av bekämpningsmedlet eller utfört bekämpningen vid fel tidpunkt. Vid överskridanden utfärdas saluförbud eller så skärps kontrollen. Då krävs provtagning, analys och godkännande innan nya partier från samma odlare får sälj as. Importörer, odlare och grossister

får regelbundna rapporter över analysresultaten, vilket gör att

kontrollen har en god förebyggande effekt.

5.8.2 Hälsoeffekter

Bekämpningsmedlens giftighet för människan varierar mycket. Några som används vid svåra insektsangrepp är mycket akutgiftiga, men bryts ner några dagar. Andra är verksamma bara mot växter eller insekter och har inga effekter människor.

Huvudändamålet vid framställning av bekämpningsmedel är att de ska ha någon form av skadliga egenskaper mot de organismer man vill bekämpa. I många fall medför detta att bekämpningsmedlen även kan vara skadliga för människa. De potentiella hälsoeffekterna av bekämpningsmedel kan inte beskrivas generellt utan varierar från ämne till ämne.

De bekämpningsmedel som oftast påträffades i 1994 års vegetabiliekontroll var tiabendazol, imazalil, kaptan, metamidofos och vinklozolin, samtliga utom metamidofos godkända i Sverige. Dessa ämnen kan, om de ges i höga doser till försöksdjur, ge upphov till antingen fosterskador, leverskador eller skador nervsystemet.

Riskbedömning

För de flesta bekämpningsmedel fastställs gränsvärdet utifrån s.k. Good Agricultural Practice. Detta innebär den nationellt registrerade

220 Föda 1996:124

säkra användningen av bekämpningsmedel vilken ger en effektiv och tillförlitlig kontroll av skadegörare under verkliga förhållanden. Den ska lämna resthalt som är den lägsta möjliga. Den ska ta hänsyn till

en allmänhetens och yrkesutövares hälsa samt till miljön. Med några mycket undantag utgör den eventuellt kvarvarande resthalten ett klart lägre värde än vad som är toxikologiskt acceptabelt utifrån ADI-värdet Acceptable Daily lntake. Gränsvärdet sätts naturligtvis aldrig högre än vad som anges av ADI-värdet.

I rapport inom kort publiceras från Livsmedelsverket

en som konstateras att det reella intaget av bekämpningsmedelsrester via maten sannolikt är mindre än några få procent av de ADI-värden som toxikologema anser som säkra exponeringsnivåer.

Nonnalt sett är det således inte farligt att vid något enstaka tillfälle äta ett livsmedel i vilket man funnit för hög halt av ett bekämpningsmedel. Gränsvärdet är satt med en betryggande säkerhetsmarginal. En tänkbar riskgrupp för akutgiftiga ämnen, som t.ex. organiska fosforföreningar, är dock personer med ett ovanligt högt intag av vegetabilier. Detta förutsätter dock resthalter långt över gällande gränsvärden. Inga sjukdomsfall har någonsin rapporterats i Sverige från personer som ätit mat innehållande rester av bekämpningsmedel.

5.8.4 Litteratur

FAO Plant Production and Protection Paper: 72/2, Evaluations 1985, part Toxicology, s. 103-115

- 78/2, Evaluations 1986, part II- Toxicology, s. 77-80, 133 report 1995, s. 52-54, 191-194.

Haaranen Korjus A supplementary toxicological evaluation of vinclozolin. National Product Control Agency for Welfare and Health, Helsinki 1995.

Livsmedelsverket. Matverket. Fakta om maten och hälsan, s. 138-141. Livsmedelsverket 1995.

Livsmedelsverket. Pestikost. Rapport från Livsmedelsverket utkast.

WHO. Toxicological evaluation of certain veterinary drug residues in food. WHO Food Additives Series: 31, s. 37-62, 1993.

WHO. Pesticide Residues Food. Evaluations 1991, part

- Toxicology. WHO/IPCS/92.52, s. 283-285, 1991.

1996:124 Föda 221

5.9 Rester av veterinärmedicinska

preparat

i kött och

mjölk

Veterinärmedicinska läkemedel

Kritiska effekter:

Antibiotika: Resistensutveckling. En liten möjlighet till

allergiska reaktioner finns.

Övriga läkemedel: Farmakologiska effekter

Känsliga grupper: Människor med överkänslighet mot

antibiotika

Gränsvärden: Inom EU bestäms ADI och MRL gräns-

värden för alla preparat samt karenstider

Intag: Alla konsumenter av kött, mjölk och ägg kan

tänkas få i sig läkemedelsrester om inte

karenstider och gränsvärden iakttas.

Förbrukning

I dagens animalieproduktion är läkemedelsanvändning ett viktigt hjälp-

medel för att förebygga, lindra och bota sjukdomar hos djur, för att bevara och öka produktionskapaciteten hos djuren samt för att förhindra överföring av infektioner från djur till människa. De största grupperna av läkemedel som används till livsmedelsproducerande djur är antibiotika medel mot bakterier, coccidiostatika medel som används i kycklinguppfödning mot en encellig parasit och medel mot parasitinfektioner. Förbrukningen i Sverige har varit i det närmaste konstant under åren 1988 till 1993: antibiotika ca 35 000 kg aktiv substans per år, coccidiostatika ca 10 000 kg och antiparasitära medel 6 400-7 700 kg. Övriga läkemedel som används till livsmedelsproducerande djur är hormoner, glukokortikoider, anti-inflammatoriska och anti-reumatiska medel, muskelavslappnande medel, smärtstillande och bedövande medel samt vacciner. Antibiotika inblandat i foder i tillväxtbefrämjande syfte har varit förbjudet i Sverige sedan 1986. I och med EU-inträdet får vi behålla vårt förbud under 4 år.

222 Föda 1996: 124

I Sverige är det också, sedan 1986, förbjudet att i foder blanda in köttråvaror som härrör från självdöda djur eller sjukligt förändrade delar av slaktade djur och från och med 1991 förbjudet att blanda kött och benprodukter som härrör från idisslare i foder till idisslare.

5.9.2 Gränsvärden och

karenstidsbedömningar

För att skydda konsumenten från läkemedelsrester i livsmedel fastställs gränsvärden för alla läkemedel som används till livsmedelsproducerande djur inom EU. Gränsvärdet benänms Maximum Residue Limit MRL. Syftet med att fastställa gränsvärden är att konsumenten inte ska utsättas för resthalter av läkemedel som kan påverka hälsan. För att undvika att gränsvärdet överskrids sätts karenstider för varje preparat som används till livsmedelsproducerande djur. Karenstiden är den tid i dygn som det tar för läkemedlet och dess metaboliter att utsöndras från djuret efter sista behandlingstillfallet tills en ur livsmedelstoxikologisk synvinkel acceptabel nivå gränsvärdet har uppnåtts. Karenstider bedöms för slakt av djuren och för tagande av mjölk och ägg. Inga nya läkemedel kan registreras till livsmedelsproducerande djur inom EU om inte tillverkaren kan bevisa oskadlighet för det behandlade djuret, för konsumenten och för miljön.

5.9.3 Antibiotika

Vid bedömning av gränsvärden för antibiotika är det oftast de mikrobiologiska effekterna som har störst betydelse. Den okontrollerade användningen av antibiotika världen över inom anirnalieproduktionen har medfört en kraftig resistensutveckling mot antibiotika hos bakterier. De resistenta bakterierna kan sedan överföras från djuret till människan. Detta resulterar i att det kan bli svårt att behandla infektionssjukdomar. Samma sorts antibiotika används till djur och människa i högre grad än tidigare. I svensk animalieprodulction är resistensläget under kontroll för t.ex. Salmonella och Campylobacter. Troligen beror det gynnsamma läget i Sverige bl.a. på att läkemedel säljs på apotek under kontrollerade former efter recept från veterinär, att antibiotikaförbrukningen stagnerat och att har riktad och

en kontrollerad antibiotikaterapi.

Användning av låga doser antibiotika i foder innebär främst risk för

resistensutveckling men ocksårisk för att förändringar i bakteriefloran

i tarmen sker. Detta gör att multiresistenta stammar Salmonella,

av

Campylobacter och Yersinia ökar hos livsmedelsproducerande djur. I

1996:124 Föda 223

Sverige kan fortfarande de flesta juverinflammationer behandlas med penicillin. Man har dock konstaterat meticillinresistens resistens mot

alla typer av penicillinantibiotika vid juverinflammationer även i

Sverige. Resistens kan även utvecklas vid användning antiparasitära

av medel. En mycket liten risk för allergiska reaktioner efter förtäring

av kött eller mjölk från djur behandlade med antibiotika finns.

Stora mängder av antibiotika kan komma ut i bottensedimentet i havet eller i sjön under kassama vid kassodling av fisk. I Sverige har användningen av antibiotika vid fiskuppfödning minskat från l 021 kg 1990 till 231 kg 1994. Denna minskning tros bero bland annat bättre Iipptödningsförhâllanden för fisken och dessutom att fler och fler ñskodlare vaccinerar fiskarna. Mängden läkemedel bör därför kunna

minskas ytterligare.

5.9.4 Hormoner

Hormoner könshonnoner, tillväxthormon och s.k. beta-agonister är inte tillåtet att användas i tillväxtbefrämjande syfte inom EU,

men däremot är användning av hormoner som läkemedel godkänt. I USA och i Australien är ett fåtal hormoner godkända som tillväxtbeñ-ämjande medel. Kroppsegna könshormoner utgör inte någon risk för livsmedelskonsumenten till skillnad mot de syntetiskt framställda honnonema som kan ha både längre verkningstid och högre biologisk aktivitet. De kan därmed utgöra ett problem. Tillväxthormoner är artspecifika och bryts dessutom ner i mag-tannkanalen. Detta gör att tillväxthormon som ges till djur inte är en hälsorisk för människa. Beta-agonister är substanser som påverkar det autonoma nervsystemet och används terapeutiskt som bronkvidgare. Beta-agonister påverkar muskeltillväxt genom att de minskar proteinnedbrytningen och ökar fettnedbrytningen. Vid illegal användning av beta-agonister i Spanien och Frankrike har förgiftningar inträffat med symptom som muskelkramper, hjärtklappning, huvudvärk och muskelsmärtor hos personer

ätit nötlever. Även dödsfall har inträffat. I livsmedelsverkets som kontroll av inhemska och importerade animalieprodukter har inga hormoner påträffats.

5.9.5 Kontroll läkemedelsrester

av

Kontroll av läkemedelsrester i kött utförs slakterier besiktnings-

av veterinärer. Rutinkontroll antibiotika utförs i normalslakten med

av stickprov på 2 % av beräknat antal slaktade hästar och nötkreatur och

224 Föda 1996: 124

0,5 % beräknat antal slaktade svin, får och getter. Cirka 0,04 % 13

av st 22 000 befanns positiva 1993. Övriga läkemedel kontrolle-

av vara

riktad provtagning av Livsmedelsverket. Kontroll av ras genom

läkemedelsrester i mjölk sker på mejeriföreningama. Varje mjölk-

leverantör kontrolleras gång månad. Under 1993 innehöll

en per mjölken antibiotika vid 0,2 % av provtillfällena. Detta resulterar i

ca ekonomiska avdrag för producenten.

5.9.6 Slutsats

De läggs inom detta område i form av toxikologiska

resurser som ner bedömningar, fastställande gränsvärden och karenstider samt

av kontroll att dessa följs, gör det möjligt för konsumenten att få

av tillgång till kött, mjölk och är fria från läkemedelsrester eller

ägg som innehåller så låga halter att de inte utgör något hot mot hälsan.

5.9.7 Litteratur

Alfredsson G, Bergström Inga påvisbara halter av beta-agonister i svenskt eller importerat kött. Vår Föda 1995, s. 4-18.

nr

Beckman-Sundh U. Tillväxtbefrämj ande hormoner till djur risker för

människan. Vår Föda nr 1993, 200-203.

Johnsson Nordlander I och Ewertsson A. Inga rester av läkemedel i svenskt eller importerat kött. Vår Föda nr 1995, s. 4-18.

Livsmedelsverket. SLV FS 1994:3 H65:l; Statens livsmedelsverks kungörelse ändring i kungörelsen SLV FS 1992:8 med före-

om skrifter och allmänna råd om karenstider vid hantering av livsmedel från djur behandlats med läkemedel.

som

Vår Föda nr 3-4, 1986; Temanummer om veterinårmedicin.

1996:124 Föda 225

5.10 Nitrosaminer

Kritisk effekt: Cancer

Känsliga grupper: Personer med infektioner i mag-tarmkanalen

och därmed ökad nitritbildning i kroppen

Gränsvärden: Saknas

Rekommendationer: Livsmedelsverket har utarbetat rekommen-

dationer för hur man ska tillaga och förvara

mat för att minska intaget av nitrosaminer.

Intag: Flyktiga nitrosaminer via livsmedel: 0,3ug

per person och dag

Antal cancerfall: Osäkert. Enligt schweiziska beräkningar

0,3-3 fall per endast flyktiga nitros-

aminer.

N-nitroso-föreningar, NOC N -nitroso compounds är en grupp

kemiskt besläktade, kväveinnehållande föreningar. Många dem, t.ex.

av nitrosaminer, är genotoxiska cancerogener och de har visats ha

cancerframkallande effekter hos mer än 40 djurslag. Det är därför troligt att de är cancerframkallande även på människa. Nitrosaminer finns i låga halter i vissa livsmedel, och de kan också bildas i kroppen utifrån andra ämnen som nått kroppen via maten eller inandningsluften.

5.10.1 Bildning

Människor exponeras för nitrosaminer via ett antal vägar, vilka

av livsmedlen utgör en. Nitrosaminer kan dessutom finnas t.ex. i läkemedel och kosmetiska produkter. Vissa yrken medför yrkesmässig

en exponering och för rökare tillkommer tobaksspeciñka nitrosaminer som inandas med tobaksröken. Tobaksrök den största och

anses vara mest spridda källan till humanexponering för dessa ämnen. U.S. Assembly of Life Sciences har uppskattat att en rökare inhalerar

unge-

226 Föda 1996:124

får 100 gånger större mängd flyktiga nitrosaminer dagligen än vad en genomsnittlig konsument får i sig via stekt bacon. Nitrosaminer bildas genom reaktion mellan ämm-innehållande föreningar och nitrit. De livsmedel där hittar nitrosaminer är man framför allt nitritbehandlade köttvaror samt rökta och torkade livsmedel och öl. Det dagliga intaget flyktiga nitrosaminer via livsmedel av har i Sverige beräknats till genomsnittligt 0,3 pg per person. I kroppen kan nitrosaminer bildas från utgångsärrmena nitrat, nitrit och olika amin-innehållande föreningar. Vitamin C och andra antioxidanter motverkar bildningen nitrosaminer från nitrit. Därför tillav sätts oña C-vitamin samtidigt med nitrit till köttprodukter. Nitrit används livsmedelstillsats för att förhindra tillväxt av bakterien som Closmdium Botulinum. Intag mycket små mängder botulinumtoxin av kan allvarliga neurologiska symptom, t.ex. andningsförlamning som ge snabbt kan bli livshotande. Det finns ännu inga kvantitativa data vilka mängder nitrosaminer bildas i kroppen vid normalkonsumtion normala intagsmängder som nitrit och aminer. Bildningen i kroppen påverkas av många av variabler, t.ex. andra födoämnen, näringsstatus och livsstilsfaktorer. Nitrosaminer kan troligen upphov till cancer hos människa, ge eftersom de är multipotenta genotoxiska carcinogener i djurförsök. De epidemiologiska studier finns i dag ger inga klara och tydliga bevis som orsakssamband mellan nitrosaminer i livsmedel och cancer hos för ett människan. Det finns dock epidemiologiska studier som pekar ett samband mellan nitrosaminer och vissa cancerformer, nämligen cancer i matstrupe, magsäck och näshåla.

5.10.2 Riskbedönming

Risken att drabbas grund intag flyktiga nitrosaminer av cancer av av har i Schweiz uppskattats till 8 cancerfall/l05 liv Lutz och Schlatter, 1992. Denna uppskattning baseras ett dagligt intag av flyktiga nitrosaminer på l I Sverige har intaget uppskattats till ,Mgper person. 0,3 och dag, vilket skulle innebära att cancerrisken kan ng per person uppskattas till 2,4 fall/ 10° liv eller 0,3 fall per år. Det är i dag ca omöjligt att bedöma relevansen sådana kalkyler. Den metod för av cancexriskuppskattning som Lutz och Schlatter har använt ger dock en minst 10 gånger lägre risk än den accepterade metod som det mer amerikanska naturvårdsverket EPA använder. Lutz och Schlatter har inte inkluderat omräkningsfaktorer för jämförelse av doser mellan försöksdjur och människa, och inte heller något statistiskt konfidensintervall.

1996:124 Föda 227

Riskuppskattningen inkluderar inte de icke-flyktiga nitrosoföreningar-

som till stor del varken är identifierade eller strukturbestämda ännu. na, Den endogena kroppsegna bildningen av nitrosoföreningar, som är svår att kvantiñera, är heller inte medräknad. Det finns uppskattningar som säger att vissa endogent bildade nitrosaminer kan medföra lika stor risk som intaget via födan av den flyktiga nitrosarninen NDMA.

Det finns ingen säker nivå för human exponering för nitrosaminer och därför är det viktigt att halterna av nitrosaminer och dess utgångsämnen hålls så låga möjligt i alla livsmedel.

som

Livsmedelsverket har utarbetat anvisningar för hur ska tillaga

man och förvara mat för att minska intaget nitrosaminer. En utveckling

av mot att använda minsta möjliga mängd nitrit som livsmedelstillsats är

naturligtvis önskvärd.

5.10.3 Litteratur

Lutz W Schlatter Chemical carcinogens and ovemutrition diet-related cancer. Carcinogenesis 13; 2211-2216, 1992.

Sheperd S Schlatter Lutz W K. Assessment of the risk of formation of carcinogenic N-nitroso compounds from dietary

precursors in the stomach. Food Chem. Toxicol. 25;91-lO8, 1987.

Österdahl B-G Nitrosaminer i livsmedel. Vår Föda 42; 39-408, 1990.

.

228 Föda 1996:124

5.11 Stekytemutagener

Kritisk effekt: Cancer

Känsliga Människor med en metabolism som

grupper:

genererar mer toxiska metaboliter av dessa

ämnen

Högexponerade: Högkonsumenter hårt stekt och grillad

av

mat

Antal cancerfall: Svårbedömt, sannolikt 10-100 fall per år

Gränsvärden: Saknas

I mitten 70-talet isolerades ett antal ämnen från starkt upphettade

av

pyrolyserade aminosyror, framför allt tryptofan och glutarninsyra.

Dessa substanser visade sig mycket kraftigt mutagena i bakteriella

vara testsystem. Ytterligare studier under 80-talet identifierade nya starka mutagener i stekytor från köttprodukter. Dessa ämnen kallas allmänt för stekytemutagener och är typen heterocykliska aromatiska arniner.

av Kemiskt kan de delas i fyra klasser: indoler, quinoliner t.ex. IQ och MeIQ quinoxaliner samt pyridiner t.ex. PhlP.

5.11.1 Förekomst

Det har tidigare saknats systematiska studier över dessa ämnens förekomst i mat tillagad under normala svenska förhållanden. Tidiga försök visade att stektid och framför allt stektemperatur är av yttersta betydelse för mängden bildade stekytemutagener. Mängden stekytemutagen kan öka 100 under de första 10 minutemas stekning

ca ggr och ytterligare stektemperaturen höjs från 150° till 300°C.

100 ggr om Hittills har 18 olika stekytemutagener kvantifierats i stekt mat av olika typ. Halterna varierar från något hundradels ng/g livsmedel till några hundra ng/ beroende typ av produkt, stektid och stektemperatur.

Av speciellt intresse är att steksky innehåller betydande mängder stekytemutagener, i storleksordning som älva köttet. Tillåts

samma stekskyn torka in i pannan, vilket medför att temperaturen snabbt stiger, ökar halterna ytterligare. Baserat dagens kunskap förefaller

1996: 124 Föda 229

det rimligt att anta att normala svenska tillagningsförhållanden, dvs. att steka i ungefär 3-4 min per sida vid ca 175 °C resulterar i halter av

stekytemutagener som ger ett intag av i storleksordningen 0,04 till 7,0

per person och dag. Det råder sålunda betydande osäkerhet den mg om aktuella exponeringen och ytterligare studier behövs innan en mer precis uppskattning kan göras. Det förefaller dessutom rimligt att anta att ett stort antal mutagena ämnen i stekytor ännu inte har identifierats och strukturbestämts.

5.1 l Mutagenicitet

Samtliga stekytemutagener uppvisar en kraftig mutagen effekt i

bakteriella testsystem. Jämfört med andra mutagena och cancerframkallande ämnen i livsmedel uppvisar stekytemutagenema extremt hög mutagenicitet i bakteriesystemen. Många är hundra gånger mer mutagena än aflatoxin och tusen gånger mer mutagena än bensapyren. MeIQ är ett av de starkast mutagena ämnen som någonsin testats i dessa system.

Avgörande för den slutliga risken för människan är dock den tumörñamkallande styrkan, som inte behöver vara korrelerad till mutageniciteten bakterier, samt hur höga halterna är i vår mat. Ett stort antal stekytemutagener har testats på andra organismer och befunnits vara mutagena även där. Det kan dock noteras att den mutagena aktiviteten i djurförsök är betydligt lägre än vad man kunde förvänta sig utifrån resultaten på bakterier, speciellt för quinolinema

och quinoxalinema.

5.11.3 Cancer

Den tumörframkallande effekten av 10 olika stekytemutager har testats i studier på möss, råttor och apor. Samtliga ämnen som prövats har varit cancerframlcallande både honor och hanar. De doser som har använts i försöken har varit mycket höga 15 000-150 000 gånger högre jämfört med de mängder som en människa kan utsättas för efter förtäring av stekt mat. Detta försvårar en bedömning av riskerna för människan. Levem är ofta målorgan även om tumörer också förekommer i många andra organ som Lex lunga, turmtarm, tjocktarm, hud, bröst, blodkärl, hjärna samt urinblåsa.

Stekytemutagenen IQ har även visat sig vara tumörframkallande apa i doser som är mer än l miljon gånger högre än de som människa

utsätts för. En tillförlitlig riskbedömning för människa är mycket

230 Föda 1996:124

vansklig utifrån dessa försök apor, på grund av de höga doser som använts.

För att mer efterlikna den mänskliga exponeringssituationen har försök gjorts på råtta med blandningar av olika stekytemutagener. Dessa försök antyder synergistisk förstärkande cancerframkallande

en

effekt vid samtidig exponering för flera stekytemutagener.

Ur riskvärderingssynpunkt kan resultaten från försök med PhIP vara

speciellt intresse. PhIP är den stekytemutagen som verkar föreav komma i högst halt vid normal stekning. Under förutsättning att försök på möss och råttor säger något om risken för tumörlokalisation på människan, förefaller det mindre sannolikt att PhIP skulle inducera levercancer. Tumörer i tjocktarm och bröst verkar desto mer sarmolika

och borde prioriteras i epidemiologiska studier människa. Stekyteöver placentan och utsöndras via mjölk. Betydelsen

mutagener passerar av detta har inte studerats.

5.1 l Epidemiologiska studier

För närvarande finns inga studier människa som relaterar risken för cancer till intag av livsmedel med kända mängder stekytemutagener. Dock finns det undersökningar som studerat sambandet mellan olika tumörformer och intag t.ex. kött, tillagat kött eller kött med olika

av grader stekning lätt, medium eller hårt utan att ha mätt halten av

av stekytemutagener. För cancer i ändtarm och tjocktarm finns ett antal studier som antyder en överrisk om man ofta äter brum sås, samt stekt, halstrat, grillat eller friterat kött. I några studier antyds en högre risk

ofta äter sådan mat, och även äter hårdstekt mat. om man om man mer I de fall där cancer i ändtarm och tjocktarm studerats separat förefaller riskölmingen för mmöruppkomst i ändtarmen att vara högst. Risken att drabbas efter konsumtion stekt mat förefaller

av magcancer av vara lägre än risken för att drabbas tumörer i tjock- och ändtarm. Det är

av svårt att dra några säkra slutsatser av dessa studier då man inte studerat sambandet mellan uppmätta halter av stekytemutagener i kosten och relaterat dessa till cancersjuldighet. De samband som observerats skulle t.ex. delvis kunna förklaras av ett högre fettintag i samband med konsumtion av kött. En ännu icke publicerad svensk studie där man försökt att korrelera intaget av stekytemutagener med cancer visar inte

på något samband.

1996:124 Föda 231

5.1 1.5 Riskbedömning

Det föreligger mycket stora osäkerheter i underlaget för riskvärdering

stekytemutagener. För det första förefaller det firmas ett stort antal av mutagena ämnen i stekytor som ännu strukturbestämts. Det mesta av den mutagena effekten i en stekyta kan dock förklaras av redan identifierade ämnen. Trots detta kan de ärmu bestämda ämnena vara viktiga då en svagt mutagen substans ändå kan vara en relativt stark carcinogen.

Samtliga stekytemutagener är mycket starka mutagener i bakterietester, några dem tillhör de kraftigaste mutagener vi känner till.

av Vidare inducerar de cancer i flera organ hos försöksdjur av båda könen. Det har visats att människor nonnaldiet utsöndrar stekytemutagener via urinen Patienter sjukhus som ges näring via sond och alltså inte äter stekt mat utsöndrar inte dessa ämnen. Det faktum att bevisligen tar upp och utsöndrar dessa ämnen, tillsammans med resultaten från cancerstudier på försöksdjur, talar mycket starkt för att stekytemutagener kan ge upphov till cancer även hos människan.

Försök har gjorts att uppskatta riskens storlek för människan utifrån resultaten försöksdjur, tillsammans med uppskattningar av intaget via vår kost. Dessa kalkyler måste anses som mycket osäkra. De antyder att person tusen eller en person på tiotusen skulle kunna

en drabbas av cancer under sin livstid som ett resultat av exponering för stekytemutagener. Detta skulle i så fall medföra i storleksordningen 10-100 cancerfall per år i Sverige. Amerikanska riskbedömningar baserade djurdata uppskattar att 0,25 % av all cancer i ändtarm och tjocktarm skulle kunna bero på stekytemutagener.

De epidemiologiska studier som finns antyder ett samband mellan intag av kött, alternativt stekt kött, och risk för cancer i ett antal organ. Dessa studier är dock inte helt invändningsfria. Kritik kan framför allt riktas mot dem därför att ingen kunskap finns om det verkliga intaget

stekytemutagener. Det som undersökts är i många fall "stekt mat". av Termen stekt är ofta dåligt definierad och kan betyda både stekning, halstring eller grillning av olika köttprodukter utförd vid olika temperaturer. Sannolikt varierar intaget av stekytemutagener betydligt i de olika studierna utan att vi kan kontrollera det.

5.1 l Slutsatser

Vid stekning av kött bildas ur aminosyror, socker och kreatinin ämnen som är mutagena och cancerogena på försöksdjur. Vid hög stektemperatur samt lång stektid ökar halterna av dessa ämnen kraftigt.

232 Föda 1996:124

Inga hållbara epidemiologiska bevis finns för att de halter som förekommer i svensk mat tillagad under normala förhållanden skulle ge en påtagligt ökad risk för cancer för svensken i allmänhet men ytterligare studier krävs innan en slutlig riskbedömning kan göras. För särskilt känsliga grupper som samtidigt har en hög exponering kan risken avsevärt större. Livsmedelsverket har gett ut rekommenda-

vara tioner för hur man bör steka för att minimera halterna av dessa änmen.

5.11.7 Litteratur

Johansson, M. Influence of Lipids, and Pro- and Antioxidants on the Yield of Carcinogenic Heterocyclic Amines in Cooked Foods and Model Systems. Thesis, Lunds University 1995.

Layton D W, Bogen K Knize M G, Hatch F Johnsson V M, Felton J Cancer Risks of Heterocyclic Amines Cooked Foods: An Analysis and Implications for Research. Carcinogenesis 16, 39-52, 1995.

Stavric B. Biological Signiñcance of Trace Levels of Mutagenic Heterocyclic Aromatic Amines in Human Diet: A Critical Review. Food and Chemical Toxicology 3210 977-994, 1994.

Steineck G, Gerhardsson de Verdier M, Övervik E. The epidemiological evidence concerning intake of mutagenic activity from the fried surface and the risk of cancer carmot justify preventive measures. European Journal of Cancer Prevention 293-300, 1993.

Vår Föda. Risk Assessment of Cooked Food Mutagens., Supplement

1989.

1996:124 Föda 233

5.12 PAH

Kritisk effekt: Cancer

Gränsvärden: Saknas

Acceptabelt dagligt

intag ADI: Saknas

Genomsnittligt intag: l mg/person och

Högexponerade

grupper: Högkonsumenter av grillad och rökt mat

Antal cancerfall per år: Osäkert. Ca 10-100 fall/år.

Polycykliska aromatiska kolväten PAH Polycyclic Aromatic

-

Hydrocarbons är organiska ämnen som bildas vid

en stor grupp ofullständig förbränning. Hundratals olika PAH har identifierats. Eftersom det inte är praktiskt möjligt att analysera och kvantifiera alla substanser som bildas, brukar man vid analys av PAH välja ut vissa s.k. markörföreningar. I äldre studier har PAH-föreningen bensapyren ofta använts. I studier har ofta ett spektrum av olika PAH

nyare analyserats.

De högsta halterna PAH återfinns nära föroreningskälloma men PAH sprids med luft och vatten och återfinns i låga halter överallt i miljön. PAH kontaminerar livsmedel antingen som miljöförorening, eller via bildning under beredningsprocessen.

5.12.1 Hälsoeffekter

Det är väl belagt, både i vitro-försök med bakterier och cellkulturer och in vivo på försöksdjur, att många PAH är mutagena, dvs. att de metaboliseras till reaktiva molekyler som kan interagera med DNA och medföra förändringar i arvsanlagen. Om dessa inte repareras kan vissa förändringar leda till tumöruppkomst. Djurförsök har också visat att flera olika PAH kan ge upphov till tumörer. Exponeringsvägen är av betydelse för vilken typ av tumörer som uppstår. PAH i födan leder framför allt till tumörer i magsäcken.

Epidemiologiska studier har visat att det finns samband mellan yrkesmässig exponering för PAH via hud eller lungor, och vissa

234 Föda 1996:124

cancerfonner, hos exempelvis asfaltarbetare och stålverksarbetare. Hittills har ingen epidemiologisk studie inriktats specifikt på att undersöka effekter av PAH efter intag via födan.

I djurförsök har effekter reproduktionen beskrivits efter intag av PAH via födan När dräktiga honor exponerats för höga doser av vissa PAH, har avkomman haft högre dödlighet, lägre födelsevikt och större antal missbildningar än avkomman från icke-exponerade honor. Vilka effekter uppkommit i djurförsök beror i hög grad på vilken stam

som

försöksdjur som använts. Detta har tolkats som att ärftliga egenav skaper kan ha inflytande vilka biologiska effekter som ses hos individerna. De doser givit effekter reproduktionen hos

av PAH som försöksdjur har varit ca 1 000 ggr högre än den genomsnittsexponering människan utsätts för från livsmedel.

Cancerframkallande PAH har i djurförsök även givit effekter på immunförsvaret, exempelvis försämrad antikroppsproduktion. I de studier som finns har djuren doserats med högre doser än vad människan utsätts för via livsmedel. Då det dessutom inte finns några sådana studier där djuren doserats via födan, är det inte möjligt att dra några slutsatser beträffande människa utgående från dessa försök.

12.2 Förekomst av PAH i livsmedel

Vid kemisk analys av PAH i livsmedel har de högsta halterna hittats inom tre livsmedelsgrupper: l grillade och rökta kött- och fiskprodukter där PAH producerats och tillförts vid tillagningsprocessen; 2 bladgrönsaker som odlats i områden där föroreningsgraden från industri och trafik varit stor; samt 3 musslor som vuxit i förorenat vatten. Musslor saknar förmåga att bryta ned och utsöndra PAH och lagrar därför det PAH som tillförs dem.

5.12.3 Intag PAH från livsmedel

av

Det genomsnittliga intaget av PAH från livsmedel har i Sverige beräknats till l mg PAH/person och år, motsvarande 2,8 ;tg per person och dag. Intagsberälcningen är gjord med avseende 9 olika PAH, varav 7 anses vara cancerframkallande Larsson, 1986. Intag av bensapyren från födan uppskattades i samma undersökning till 0,03 mg/person och år. De livsmedel som gav det största bidraget av PAH i födan var spanmnålsprodukter 34 % och fetter 16 %. Spannmål innehåller låga PAH-halter, men ger trots det ett stort bidrag till det totala PAH- intaget via livsmedel grund av att mjöl- och gryn-

1996:124 Föda 235

produkter konsumeras i stora mängder. PAH i spannmål, liksom i vegetabiliska fetter, anses framför allt härstamma från miljöföroreningar som kontaminerat grödan. Av vårt totala PAH-intag via livsmedel anses två tredjedelar härstamma från miljöföroreningar och en tredjedel

från tillagningsprocesser. I en brittisk undersökning från 1983 uppskattades intaget av 10

olika PAH från livsmedel till 3,7 ;tg/person och dag. len österrikisk studie från 1991 beräknades maximalt intag av 16 olika PAH från livsmedel till 28,1 ,ag/person och dag. Svårigheten med att jämföra resultat från olika studier är att metodiken varierar, att olika antal och typ av PAH kan ha analyserats etc. Bensapyren är en PAH-förening som ofta använts som referenssubstans, och nedan finns en jämförelse mellan uppskattade intag bensapyren från livsmedel.

av

Tabell 5.5 Skattade intag av bensapyren från livsmedel från några länder

5.12.4 Riskbedömning

Eftersom många PAH-föreningar är mutagena och cancerframkallande i djurförsök, och inandad PAH är cancerframkallande för människa, så är det troligt att PAH i maten kan upphov till cancer hos människa.

ge

Cancerriskuppskattningar för bensapyren har publicerats som utgår från äldre cancerstudier på möss, trots att dessa inte uppfyller dagens krav cancerstudier. Collins mil. 1991 anger en livstidsrisk

för på 60 kg blir 2 på 104 vid ett dagligt intag 1 som en person av pg

bensapyren. Vid det beräknade genomsnittliga intaget i Sverige 0,07

ug per person och dag skulle riskuppskattningen innebära 1,6 fall per år. Om man enligt Lutz och Schlatter 1992 antar att cancerrisken med alla PAH i föda är 15 gånger högre än för endast bensapyren, så skulle riskuppskattningen medföra 24 fall per i landet till följd av

236 Föda 1996:124

intag av PAH. Cancerriskuppskattningarna av Lutz och Schlatter skulle leda till betydligt färre fall, men då har inte korrigeringar orts för att djurförsöken inte var livslånga. Man har heller inte inkluderat omräkningsfaktorer för jämförelse av dosen mellan försöksdjur och människa, eller konfidensintervall.

Det måste betonas att de kvantitativa bedömningama av cancerriskerna med PAH i maten är mycket osäkra. Det finns dock anledning att hålla intaget av PAH från livsmedel lågt. Livsmedelsverket har genom diskussioner med industrin intresserat fettfabrikantema för att sänka föroreningshaltema i matfetter. Vidare finns gränsvärden för bensapyren i rökaromer. Verket har dessutom utfärdat råd för grillning i avsikt att ytterligare minimera exponeringen för PAH.

12.5 Litteratur

Collins J Brown J Dawson S V, Marty M A. Risk assessment for Benzoapyrene. Reg. toxicol. pharmacol. 13, s. 170-184, 1991.

Larsson B. Polycyclic aromatic hydrocarbons Swedish foods, aspects on analysis, occurrence and intake. Doctoral thesis, Swedish University of Agricultural Sciences, 1986.

Lutz W K Schlatter Chemical carcinogens and ovemutrition in dietrelated cancer. Carcinogenesis vol. 13 no. 12, s. 2211-2216, 1992.

5.13 Persistenta halogenerade organiska miljöföroreningar

Halogenerade klorerade och bromerade organiska miljöföroreningar

t.ex. polyklorerade dibenso-p-dioxiner PCDD, dibensofuraner som PCDF, bifenyler PCB, DDT, toxafen och bromerade flamskyddsmedel t.ex. PBB, PBDE är stabila föreningar som när de väl släppts ut i miljön har svårt att brytas ned. De ackumuleras i näringskedjoma, speciellt i sjö- och havsmiljö, vilket gör att de högsta halterna av dessa ämnen återfinns i t.ex. rovñsk och rovfågel från förorenade områden, t.ex. Östersjön Eftersom ämnena är fettlösliga ansamlas de framför allt i fettet hos djur, och finns t.ex. i förhöjda halter i fet fisk. Människor exponeras för dessa ämnen framför allt via konsumtion av fisk och mjölkfett. Spädbarn exponeras för relativt höga halter genom

1996:124 Föda 237

modersmjölken och pga. av deras ensidiga kost leder detta till att

spädbarn under amningsperioden utsätts för den högsta exponeringen av dessa ärrmen. De halogenerade organiska miljöföroreningarna lagras

i fett och utsöndras långsamt, vilket medför att halterna hos människor ökar med stigande ålder.

Sammantaget har de halogenerade organiska miljöföroreningama

mycket gemensamt, t.ex. att de bryts ner långsamt och att de förekommer i fet fisk från förorenade områden och i modersmjölk. De uppvisar även stora likheter i de toxiska effekter de orsakar. PCDD/PCDF, PCB, bromerade flamskyddsmedel, toxafen samt klorerade fettsyror beskrivs nedan. DDT-föreningar har många likheter med dessa föreningar vad gäller persistens och förekomst, men diskuteras främst vad gäller deras hormonpåverkande effekter se 5.14.

5.13.1 Polyklorerade dibenso-p-dioxiner PCDD och

dibensofuraner PCDF

Dioxiner och dioxin-lika PCB-er

Kritiska effekter: Cancer, nedsatt immunförsvar, reproduk-

tionsstömingar främst påvisade i djur-

försök

Känsliga grupper: Foster och spädbarn

Högexponerade

grupper: Högkonsumenter av fisk, ammade spädbarn

Tolerabelt dagligt

intag TDI: 5 pikogram TCDD-ekvivalenter per kg

kroppsvikt

Dagligt intag: Ca 2 pikogram TCDD-ekvivalenter per kg

kroppsvikt genomsnitt för vuxna

Kostrekommenda-

tioner: Kvinnor upp till de passerat fertil ålder bör

inte äta fet förorenad fisk oftare än l gång

per månad. För män och äldre kvinnor är

motsvarande rekommendation högst l gång

per vecka.

1 1 10°milligram mg 10°mikrogram Mg 10° ng

gram nanogram

10 pikogram pg

238 Föda 1996:124

PCDD och PCDF utgör två serier av klorerade tricykliska aromatiska föreningar med liknande kemiska egenskaper. I dagligt tal brukar de tillsammans kallas för dioxiner. Antalet kloratomer kan variera mellan l och Antalet olika PCDD och PCDF är därför stort; det finns 75 respektive 135 olika enskilda föreningar. Den mest toxiska och mest studerade dem är 2,3,7,8-tetraklordibenso-p-dioxin TCDD.

av

Förekomst

PCDD och PCDF har aldrig producerats kommersiellt. De bildas i spårmängder som oönskade föroreningar vid tillverkning vissa

av klorföreningar som klorfenoler, klorerade difenyletrar och bifenyler. Användningar av pentaklorfenol anses vara en stor källa till PCDD och PCDF i industriländer. De bildas också vid förbrärmingsprocesser som sopförbränning och vid produktion av jäm och stål Rappe 1994. Klorblekning av papper har tidigare varit en betydande källa liksom klor-alkali fabriker med grafitelektroder Rappe 199 Andra påvisade källor är bilavgaser där klorerade lösningsmedel har använts i blyad bensin. Viss bildning har också påvisats i slam och trädgårdskompost Öberg et al. 1993.

De TCDD-lilmande föreningar, s.k. kongener, som har klorsubstitution i 2,3,7,8-positionema, är de som anrikas mest i miljön. Sarnrnantaget finns det 17 sådana kongener som kan påvisas i djur och människor. För att hantera frågeställningarna kring PCDD och PCDF har det utvecklats ett koncept kallat TCDD-ekvivalenter. Detta innebär att toxiciteten av de olika enskilda kongenema relateras till TCDD:s toxicitet och uttrycks som del av TCDD:s toxicitet. Genom att multiplicera koncentrationen för varje enskild kongen med dess toxiska ekvivalentfaktor TEF och därefter summera produkterna erhålles den totala TCDD-ekvivalensen TEQ. Därigenom erhålles ett jämförelsetal

som kan utnyttjas för beräkning intag och vid riskbedömning. Även

av ett antal dioxin-lika PCB-kongener bedöms på detta sätt se 13.2. Utgångspunkten för konceptet är att dessa föreningar har samma verkningsmekanism, dvs. via den s.k. dioxinreceptom, och ger upphov till identiska effekter. Skillnaderna ligger endast i deras styrka. Denna varierar dock flera tiopotenser. Det antas också att alla dioxin-lika föreningar verkar additivt.

Mätningar av PCDD och PCDF i utsläpp påbörjades i Sverige i mitten på l980-talet. Man kan konstatera att sedan dess har de årliga ernissionema till luft och vatten avsevärt reducerats, från 300

ca gram TCDD-ekvivalenter ned till i dag troligen mindre än 50 gram. Halterna i ñsk från Östersjön liksom halterna i modersmjölk har också minskat sedan 1970-talet Norén och Lundén 1991, men de minskar långsamt

1996:124 Föda 239

och riskerna för t.ex. foster, spädbarn och högkonsumenter av fet fisk är fortfarande ett problem.

Riskbedömning

En nordisk riskbedömning av dioxiner genomfördes 1988

gemensam Ahlborg et al. 1988. Denna, liksom många andra nationella och internationella riskbedömningar, koncentrerades TCDD, den mest studerade enskilda kongenen. TCDD har en extremt hög akut toxicitet och ett problem med riskbedömningen är den stora skillnaden i känslighet mellan olika arter och även mellan olika stammar inom

art. I djurförsök med exponering via födan har cancer, nedsatt samma immunförsvar och reproduktionsstömingar identifierats som de kritiska effekterna, och detta har också bedömts gälla för människan.

TCDD är inte genotoxisk utan orsakar tumörer hos försöksdjur i flera olika t.ex. lever, att den är en mycket potent tumör-

organ, genom promotor. Detta innebär att den påverkar senare stadier i tumörutvecklingen. TCDD och andra dioxiner ger upphov till nedsatt immunförsvar vid låga doser. De reproduktionsstörande effekterna drabbar både den honliga och den hanliga fertiliteten samt utvecklingen av foster och ungar.

I den nordiska riskbedömningen användes uppkomst av levertumörer hos TCDD-behandlade råttor för den kvantitativa riskbedömningen, då man ville fastställa ett TDI-värde. Icke-effektnivån N OAEL för denna effekt uppskattades ligga på ca l nanogram per kg kroppsvikt och dag. De begränsade data gällande människor som förelåg bedömdes inte kunna utnyttjas för den kvantitativa riskbedömningen. Med användande av en osäkerhetsfaktor 200 bestämdes ett tolerabelt veckointag till 35 pikogram/kg kroppsvikt tolerabelt dagsintag 5 pikogram/kg kroppsvikt. Det sammantagna intaget av TCDD-ekvivalenter bör då ligga under detta värde. Det genomsnittliga dagsintaget av TCDD-ekvivalenter inkluderande de från dioxinliknande PCB-föreningar har i Norden uppskattats till 2 pikogram/kg kroppsvikt för vuxna. Högkonsumenter av fet fisk från förorenade områden samt ammade spädbarn har dock betydligt högre intag, som särskilt för spädbarn överstiger det rekommenderade tolerabla dagsintaget.

Sedan den ursprungliga nordiska riskbedömningen genomfördes har en rad nya data tillkommit. Dessa data indikerar framför allt en hög känslighet hos fostret och en påverkan fostret som ger utslag först i ålder, t.ex. i form av påverkan könsutvecklingen. En nordisk

vuxen expertgrupp diskuterade dessa data 1995 Ahlborg et al. 1996.

240 Föda 1996:124

Expertgruppen kom dock till slutsatsen att tills vidare kvarstå vid den tidigare gjorda bedömningen.

TCDD och andra dioxin-lika föreningar har visats påverka flera horrnonsystem som verkar via specifika cellulära receptorer, t.ex. receptorer för östrogen, tyroxin och retinylsyra vitamin A. Denna typ

interaktion med horrnonsystem möjlig mekanism bakom av utgör en flera de effekter som uppkommer vid lågdosexponering för dioxin-

av lika föreningar, t.ex. cancer, immun- och reproduktionseffekter.

Litteratur: Se 5.13.7

5 13.2 Polyklorerade bifenyler PCB

.

PCB-blandningar för dioxin-lika PCB se 5.13.1

Kritisk effekt: Beteendeeffekter, cancer, nedsatt immun-

försvar

Känsliga grupper: Foster och spädbarn

Högexponerade

grupper: Hö gkonsumenter av fisk, ammade spädbarn

Tolerabelt dagligt

intag TDI: Saknas

Dagligt intag: Ca 3 rig per dag genomsnitt för vuxna

Kostrekommen-

dationer: Kvinnor till de passerat fertil ålder bör

upp

inte äta fet förorenad fisk oftare än l gång

per månad. För män och äldre kvinnor är

motsvarande rekommendation högst 1 gång

per vecka.

PCB utgör en serie av 209 bicykliska klorerade föreningar som skiljer sig endast antalet kloratomer och dessas plats molekylen.

genom

1996:124 Föda 241

Förekomst

PCB har använts kommersiellt i stor utsträckning sedan 1930-talet i t.ex. kondensatorer och transformatorer, hydrauloljor, färger och lim. Användningen av PCB i nya produkter förbjöds i Sverige 1978 och från 1995 får inga PCB-innehållande produkter användas. Detta leder dock till ett stort avfallshanteringsproblem med stor risk PCB att mer läcker ut i miljön. Dessutom har stora mängder PCB använts i fogrnassor i hus byggda runt l960-talet. På samma sätt som för dioxinema har halterna PCB i humana av vävnader och modersmjölk samt i våra livsmedel, t.ex. fisk, sjunkit sedan 1970-talet, den nedåtgående trenden har planat men senare ut. Till skillnad från PCDD och PCDF skiljer sig de biologiska effekter som förorsakas av de olika PCB-kongenema inte bara i styrka utan också kvalitativt. Vår kunskap om mekanismema bakom toxiciteten tyder på att vissa PCB-kongener verkar via samma mekanismer de som klorerade dioxinema dioxin-lika PCB; 13. Andra PCBse kongener verkar via andra mekanismer, men dessa mekanismer är ärmu inte helt klarlagda. Vår kunskap möjliga samverkanseffekter mellan om PCB-kongener med olika verkningsmekanismer är ännu mycket begränsad. Ytterligare en komplikation när det gäller riskbedömningen PCB av är det faktum att många PCB-kongener metaboliseras under bildning av hydroxy- och metylsulfonmetaboliter. Tillgängliga data de om biologiska och toxiska effekterna dessa metaboliter är än så länge av begränsade. Hydroxylerade PCB-metaboliter har dock visats kunna orsaka östrogena effekter 5.14.

se

Nästan alla djurstudier med PCB-blandningar har utförts med tidigare tillgängliga kommersiella blandningar. På grund skillnaderav na mellan olika kongener när det gäller motståndskraft mot nedbrytning och omsättning i olika organismer så skiljer sig sammansättningarna av dessa kommersiella blandningar från den blandning människan som utsätts för, framför allt via födan.

Riskbedömning

Riskbedömningen av PCB-exponering innebär således komplicerade problem. Iden nordiska riskbedömningen PCB behandlades dioxinav

lika PCB-kongener och PCB-blandningar olika sätt Ahlborg et al.

1992. Enskilda dioxin-lika PCB-kongener antas verka bindning genom till den s.k. dioxinreceptom, och bedömdes därför på sätt samma som dioxinema se 13. Mot bakgrund detta åsätts de dioxin-lika av

242 Föda 1996:124

PCB-kongenema individuella TCDD-ekvivalentfaktorer, och ingår i de totala TCDD-ekvivalentema som används vid riskbedömning av dioxin-lika föreningar. Sådana ekvivalentfaktorer för dioxin-lika PCB har rekommenderats WHO Ahlborg et al. 1994.

av

Studier med exponering för PCB-blandningar bedömdes separat. Dessa blandningar varierar dock i sammansättningen av PCB-kongener och det är oklart vilka kongener i blandningama som är de aktiva. De

kritiska effekterna när det gäller bedömningen av PCB-blandningar har

identifierats immunotoxicitet och beteendeeffekter.

som cancer, Tillgängliga data för cancerframkallande och immunotoxikologiska effekter tillåter inte någon kvantitativ riskbedömning. För beteendeeffekter kan vissa jämförelser göras. Hyperaktivitet och försämrad . inlärning har rapporterats från försök med som exponerats för

apungar olika kommersiella PCB-blandningar under foster- och diperioder. Kongensamrnansättningen hos dessa blandningar skiljer sig avsevärt från blandningen i de flesta biologiska inklusive fisk och

prov, modersmjölk. Det är därför svårt att utnyttja dessa data direkt för den aktuella riskbedömningen. Data från studier råtta, mus och vaktel

stödjer de iakttagelser som gjorts apa. "

Beteendeeñekter liknar dem iakttagits hos apor har också

som som rapporterats för barn, vilkas mödrar exponerats genom intag av PCBkontaminerad fisk i Michigan, USA Jacobson et al. 1990, 1992. De effekter har iakttagit hos barnen, t.ex. försämrad inlämings-

som man förmåga, små måste ändå betraktas som allvarliga. Det

var men faktiska orsakssambandet mellan PCB-exponering och beteendeeffekterna är inte fullt bevisat grund att mödrarnas exponering

av för metylkvicksilver, upphov till liknande effekter, inte

som ger kontrollerades. En liknande studie utförts i North Carolina, USA

som

Gladen et al. 1988 stödjer dock de iakttagelser som gjorts i Michigan-

studien. Ett orsakssamband stöds även liknande, men kraftigare

av effekter har rapporterats efter förgiftningskatastrof med PCB

som en i Taiwan 1979 Yu-Cheng; Guo et al. 1995.

Även det finns stora osäkerheter i dylik bedömning så kan,

om en baserat på Michigan-studien, lägsta observerade effekt-nivå LOEL

en för lätta beteendeeffekter hos barn till exponerade mödrar, uppskattas varai området 0,0 l4-0,9 PCB/kg kroppsvikt och dag hos mödrar-

gg

Detta kan jämföras med ett genomsnittligt intag i Sverige som

na.

uppskattats till omkring 0,05 ;rg/kg kroppsvikt och dag Damerud et

al. 1995. Människor med högre intag fisk än genomsnittligt kan ha

av avsevärt högre intag av PCB.

1996:124 Föda 243

Slutsatser

Den PCB-exponering som befolkningen i Norden beräknades utsättas för kring 1990 bedömdes av den nordiska expertgruppen ligga i samma storleksordning som den vid vilken man skulle kunna förvänta att subtil hålsopåverkan lätta beteendeeffelçter

kan ske hos barn som exponeras under fosterlivet och möjligen också via modersmjölken.

Till detta kommer att vissa PCB-kongener uppvisar dioxin-lik toxicitet. Tar man hänsyn till koncentrationen av dioxin-lika PCBkongener så betyder det att den samlade risken från PCB-förorening i t.ex. modersmjölk och viss ñsk förefaller vara mer betydande än risken som kommer från de klorerade dioxinema och dibensofuranema. Om den samlade toxiciteten från alla dessa dioxin-lika föroreningar beaktas så innebär detta att konsumtion av fisk från vissa förorenade områden, t.ex. Östersjön, kan medföra ett intag som överstiger det tolerabla dagliga intaget på 5 pikogram TCDD-ekvivalenter per kg kroppsvikt. Eftersom alla nuvarande riskbedömningar av TCDD och dioxin-lika föreningar är baserade risk för cancer och livslång exponering har man ansett att ett sådant TDI-värde inte ska användas när man bedömer intaget av PCB hos spädbarn som exponeras via modersmjölk under en begränsad tidsperiod WHO/EURO 1988.

Litteratur: Se 5.13.7

244 Föda 1996:124

5.13.3 Bromerade flamskyddsmedel

Polybromerade difenyletrar PBDE; tetrabrombisfenol A

TBBPA; bromerade bifenyler PBB

Kritiska effekter:

.

Försöksdjur: Bl.a. cancer och effekter reproduktionen

PBB; PBDE vid höga doser

Människa: Inga säkerställda effekter indikationer om

neurologiska effekter av PBB och

sköldkörteleffekter av blandexponering

Känsliga grupper: definierade. Strukturlikheter med PCB

kan indikera speciell känslighet under

ev.

foster- och spädbamsperioden

Föreslaget tolerabelt

dagligt intag TDI

för PBB: 0,15 ,ag/kg kroppsvikt

Intag av PBDE

grov uppskattning

generellt: ca 0,4 ;rg/dag

högexponerade

yrkes-och

fritidsfiskare: ca 4 ;tg/dag

Användning

Flarnskyddsmedel har stor användning vid behandling av material och produkter för att minska deras brandbenägenhet, t.ex. textilier i offentlig miljö, olika typer av elektronisk apparatur inklusive datorer och TV-apparater, elkablar och byggmaterial.

Halogenerade klorerade och bromerade flamskyddsmedel har goda flamsläckande egenskaper. Av de ca 600 000 ton flamskyddsmedel som används årligen i världen utgörs ca 25 % av bromerade flamskyddsmedel. Bland de bromerade ämnena utgör polybromerade difenyletrar PBDE ca l/3 av användningsvolymen, tetrabrombisfenol A TBBPA inklusive derivat ca l/3, medan den resterande tredjedelen delas mellan ett flertal olika produkter som innehåller brom, däribland bromerade bifenyler PBB. Sverige har ingen egen produktion av bromerade flamskyddsmedel.

1996:124 Föda 245

Halter i miljön; human exponering

Bromerade flamskyddsmedel når vår miljö, och följaktligen också animaliska livsmedel, bl.a. via punktutsläpp avlopp från industrier men även via atmosfariskt nedfall. PBDE, främst tetra- och penta-BDE, har identifierats i olika miljöprover. De högsta PBDE-värdena finns i djuri och kring akvatisk miljö och tyder på att ämnena har en förmåga att anrikas i näringskedjan. Enskilda PBDE-former finns också i strömming i motsvarande halter enskilda former PCB. När det

som av gäller PBDE-halter ses en tendens till ökande halter med tiden.

Övriga bromerade flamskyddsmedel vet generellt mindre om. TBBPA har hittats i sedimentprover och uppvisar bioackumulerande egenskaper. Jämfört med PBDE-haltema är PBB-haltema lägre men följer samma upptagsmönster. Halterna av både PBDE och PBB är generellt högre i biologiska prover från Östersjön än i prover från Nordsjön och Västerhavet.

Intaget av bromerade flamskyddsmedel hos allmänbefolkningen är svår att uppskatta. PBDE-intaget via fiskkonsumtion i Sverige beräknas vara ca 0,4 ;rg PBDE per person och dag. På samma sätt som för PCB har konsumenter med ett högt fiskintag antagligen ett förhöjt intag av PBDE, och även av andra bromerade flamskyddsmedel.

Jämfört med PBDE torde den humana exponeringen från andra bromerade flamskyddsmedel vara av mindre omfattning då användningen av varje enskilt ämne oftast är liten och de uppmätta halterna i miljön är låga.

Hälsoeffekter

Hälsoeffektema av PBDE är dåligt studerade. Den akuta toxiciteten hos försöksdjur är låg. PBDE är inte genotoxisk, men upprepad dosering av mycket höga nivåer ger upphov till förhöjd cancerincidens leveroch sköldkörteltumörer hos och råtta. Även vissa lindriga

mus fosterskadande effekter har observerats.

Effekter av PBB i djurförsök ses vid lägre exponering: I långtidsförsök har levertumörer uppkommit. Med säkerhetsfaktor på l 000

en erhålls ett tolerabelt dagligt intag TDI 0,15 ;ag/kg kroppsvikt/dag. Långtidsexponering för PBB ger även andra toxiska effekter, bl.a. reproduktionen. Hos människor har inga säkerställda effekter iakttagits, men indikationer om neurologiska effekter PBB och sköldkörteleffekter blandexponering finns beskrivna.

Vad gäller TBBPA finns nästan inga rapporter om toxiska effekter, men ämnesgruppen är också sparsamt studerad.

246 Föda 1996:124

Riskbedömning

Underlaget för att utvärdera hälsorisker bromerade flamskyddsmedel

av för den svenska befolkningen är otillräckligt. PBB är den grupp där bäst underlag finns tillgängligt. Exponeringen för PBB torde vara mycket liten då halterna i miljön är låga. Detta innebär att det av WHO framtagna TDI-värdet 0,15 ;lg/kg inte kommer att överskridas, inte

extremkonsumenter. ens av

Vissa enskilda PBDE-kongener uppträder i samma nivåer som enskilda PCB-kongener. Dock blir den totala PBDE-halten betydligt lägre än den totala PCB-halten, då betydligt färre kongener är aktuella för PBDE jämfört med PCB. De effekter som hittills observerats har inträffat vid höga PBDE-halter cancer, vävnadsförändringar. Dock saknas fortfarande studier över neurotoxicitet, horrnoneffekter mm, vilket relevant utvärdering är mycket svår att göra. För både

gör att en PBB och PBDE gäller, sätt som för dioxiner och PCB, att

samma olika kongener skiljer sig beträffande toxiska effekter och styrka. Vid riskbedömning blandningar dessa ämnen är det därför avgörande

av av

vilken kongen-sarnmansättning blandningen har.

När det gäller TBBPA visar alla hittills genomförda studier på små hälsoeffekter denna ämnesgrupp, även efter exponering för höga

av halter. De svenska halterna TBBPA verkar också vara låga eller

av detekterbara, troligen en följd av en låg bioackumuleringsförmåga.

Slutsatser

Trots brister i underlaget kan PBDE anses utgöra en jämförelsevis stor riskpotential bromerade flamskyddsmedel, bl.a.

inom gruppen av grund stor tillverkningsvolym och omfattande miljöförorening. Vad

av gäller övriga bromerade flamskyddsmedel är bristerna i underlaget stort, vilket innebär att en riskbedömning är mycket svår att göra.

Vår kunskap om de flesta bromerade flamskyddsmedlen är begränsad, förekomst och svåmedbrytbarhet i miljön, och

men strukturella likheter med andra välkända miljögifter t.ex. PCB,

mer torde i sig utgöra vamingssignal om potentiella hälsoeffekter.

en

Litteratur: Se 5.13.7

1996:124 Föda 247

5.l3.4 Toxafen

Kritiska effekter: Cancer, påverkan på centrala nervsyste-

met påvisat i djurförsök

Känsliga Möjligen bam som exponerats för höga

grupper:

doser under fosterstadiet

Gränsvärden och

rekommendationer: Saknas

Intag: Okänt

Hö gexponerade

Storkonsumenter av fet fisk

grupper:

Toxafen kamfeklor är en komplex blandning av svårnedbrytbara polyklorerade terpener som endast använts i begränsad utsträckning

insektsgiñ i Sverige. Under 60- och 70-talen var dock användningsom en av toxafen mycket omfattande i andra delar av världen. Substans-

är spridd globalt grund atmosfárisk transport från varma gruppen av områden och kondensation nedfall i områden med kallare klimat.

Förekomst och exponering

Bröstmjölk från svenska kvinnor innehåller toxafen kvantifiering mycket osäker, och livsmedel är sarmolikt den viktigaste källan för exponering. Det är svårt att kvantifiera intaget av toxafen från livsmedel, men intaget ligger troligen på samma nivå som för polyklorerade bifenyler PCB, några ,ug/dag. Fisk tycks innehålla förhållandevis höga halter av toxafen i samma storleksordning som PCB och halterna i fisk från östkusten är i allmänhet högre än i fisk från Västkusten. Studier av sillgrissleägg från Östersjön visar att halterna har sjunkit under en 20-årsperiod sedan 1974.

Toxicitet

De relativt studierna gällande toxafens giftverkan har utförts försöksdjur exponerats för kommersiella blandningar. Påverkan

som

lever, njure, binjure, sköldkörteln, centrala nervsystemet och immun-

248 Föda 1996:124

försvaret har uppkommit efter exponering för relativt höga doser toxafen. Toxafens möjliga effekter fortplantningsförmågan och fosterutvecklingen är dåligt studerade. Subtila effekter den psykomotoriska funktionen har rapporterats i några studier av råttor vid låg exponeringsdos. Toxafen är mutagent i olika celltester utan metabolisk aktivering. Utifrån tillgängliga data 1980 drog det internationella cancerforskningsinstitutet IARC slutsatsen att det finns tillräckliga bevis för att klassificera toxafen som cancerframlcallande hos råtta och mus.

Toxafen tycks vara en av de mest akut giftiga pesticidema för människan och den dödliga dosen vid tekniska blandning-

oralt intag av ar har uppskattats till 9,5-47 mg/kg kroppsvikt. Kunskaperna om kroniska effekter av toxafen människan är obefintliga.

Riskbedömning

Det är svårt att utifrån djurstudier göra en kvantitativ riskbedömning av toxafen eftersom djurförsöken är utförda tekniska blandningar som inte liknar de blandningar man finner i livsmedel. Möjliga kritiska effekter tycks dock vara cancer och effekter på beteende framförallt efter exponering under fosterstadiet. På uppdrag av Nordiska Ministerrådet utförs under nordisk riskbedömning av toxafen.

1996 en

Litteratur: Se 5.13.7

1996:124 Föda 249

5.13.5 Klorerade fettsyror

Kritisk effekt: Okänd

Känsliga grupper: Okänt Gränsvärden och rekommendationer: Saknas

Intag: Okänt

Högexponerade

grupper: Högkonsumenter av fet fisk

Den industriella aktiviteten under det tjugonde århundradet har resulterat i en ökad belastning av miljön för svåmedbrytbara klorerade föreningar. I Östersjön ökade utsläppen av extraherbart organiskt klor EOCl, sådana organiska klorföreningar som kan extraheras ur prover med hjälp av organiska lösningsmedel från massaindustrin under perioden 1940-1970, för att sedan drastiskt minska grund

av förändrade tillverkningsprocesser. Trots detta kommer dock Östersjön att ha en hög belastning av EOCl i framtiden på grund av närvaron av svåmedbrytbara EOCl-komponenter i miljön.

Kunskaperna om sammansättningen av EOCl är dålig. Endast några få procent av EOCl-halten i fisk utgörs av kända miljöföroreningar som klorerade dioxiner och dibensofuraner, PCB och klorerade bekämpningsmedel. Nyligen publicerade studier antyder dock att en stor del av EOCl i fisk består av klorerade fettsyror upp till 85 %. Dessa kan bland annat bildas under kloreringsprocesser i massaindustrin och naturligt i miljön via enzymatiska reaktioner i mikroorganismer.

Den analytiska metodiken gällande klorerade fettsyror i fisk är ännu inte så utvecklad att en exakt kvantifiering kan göras, men ungefärliga halter upp till så mycket som l 500 mg/kg fett har rapporterats från mycket förorenade områden i Norge.

Klorerade stearinsyror absorberasi tarmen. De passerar också moderkakan och utsöndras via bröstmjölken. Både vivo- och vitrostudier antyder att deklorering av stearinsyror kan ske både i vuxna djur och foster. Utsöndring av nedbrytningsprodukter sker via urinen och halveringstiden har beräknats till ca 8 dygn för den första, snabba utsöndringsfasen.

Stearinsyra med olika kloreringsgrad olika antal kloratomer har låg akut giltighet hos råtta. I övrigt finns inga användbara studier

av

250 Föda 1996:124

klorerade fettsyrors toxicitet. Mot bakgrund av förekomsten av klorerade fettsyror i fisk från t.ex. Östersjön undersöks för närvarande olika fraktioner strömrningsolja med avseende på en mängd

av toxikologiska parametrar. Projektet drivs av Institutet för Miljömedicin i samarbete med Naturvårdsverket. Data om möjliga effekter hos människan saknas helt.

Med nuvarande kunskapsbas finns inget tyder på att klorerade

som fettsyror skulle utgöra ett större hot mot folkhälsan än klorerade dioxiner, dibensofuraner och bifenyler.

Litteratur: Se 5.13.7

5.13.6 Sammantagen bedömning av persistenta halogenerade organiska miljöföroreningar

Sammantaget har de halogenerade organiska miljöföroreningama

mycket gemensamt, t.ex. att de bryts långsamt och att de före-

ner kommer i fet fisk från förorenade områden och i modersmjölk. De uppvisar även stora likheter i de toxiska effekter de orsakar. Människor exponeras för en blandning av samtliga de beskrivna halogenerade organiska miljöföroreningama samt fler därtill, främst via fisk och modersmjölk. Av de beskrivna föreningarna är dioxiner och PCB de mest studerade. Dessa geri djurförsök upphov till effekter som cancer, nedsatt immunförsvar samt reproduktionsstömingar som t.ex. visar sig i form beteendestömingar. Dessa föreningar påverkar även flera av

av kroppens hormonsystem, t.ex. östrogen se 5.14.

Vissa studier tyder att människans bakgrundsexponering för dessa ämnen ligger nära den nivå där effekter, främst på foster och spädbarn, kan uppkomma. I studie från Holland har exponering för

en bakgrundsnivåer dioxiner och PCB relaterats till nedsatt utveckling

av

nervsystemet runt nyföddhetsperioden och även rapporterats kunna av påverka fostrets och det nyfödda barnets irnmunsystem Huisman et al.

1995, Weisglas-Kuperus et al. 1995.

Konsumtion fet östersjöfisk är i Sverige en av de viktigaste

av

källorna till exponering för persistenta klororganiska milj öföroreningar.

Yrkesfrskare från ostkusten, och deras hustrur, har ungefär dubbelt så

dioxiner, dibensofuraner, DDT och PCB i blod jämfört höga halter av med befolkningen i övrigt Epidemiologiska studier har visat att hustrur till ostkustñskare har haft ökad risk att få lågviktiga bam, och att det

en finns ett samband mellan denna risk och hur mycket östersjöfrsk man äter Rylander et al. 1995, Rylander et al. 1996. Hustrur till Ostkustfrskare har också haft något högre incidens av bröstcancer än hustrur

en

1996:124 Föda 251

till västkustfiskare, men något samband med exponering för persistenta halogenerade organiska miljöföroreningar är inte styrkt. Högkonsumenter fet östersjöfisk har i olika undersökningar visat tecken

av på lätta förändringar av sin immunfunktion, men det finns ingen god samstämrnighet mellan studierna när det gäller vilken typ av påverkan som förelegat.

Vid ett nordiskt expertgruppsmöte 1995 konstaterades att det samlade intaget av PCDD, PCDF och PCB har sjunkit och att det, räknat TCDD-ekvivalenter, understiger det tolerabla dagliga

som intaget vad avser genomsnittsbefolkningen. Det är emellertid stor spridning i både intag och de halter som har uppmätts hos enskilda individer. Det kan därför inte uteslutas att grupper med till exempel

fet fisk från förorenade områden överskrider det tolerabla högt intag av dagliga intaget. Livsmedelsverket har också utfärdat kostrekommendationer som riktar sig till människor med sådana kostvanor Damerud et al. 1995. Kostråden innebär att kvinnor upp till de passerat fertil ålder inte bör äta fet fisk från förorenade vatten oftare än en gång per månad. För män och äldre kvinnor är motsvarande rekommendation högst en gång per vecka.

Med hänsyn tagen till alla de välkända fördelar som amning medför för spädbamet bör amning fortsätta att uppmuntras trots förekomsten av halogenerade organiska föroreningar i modersmjölken Ahlborg et al. 1988, 1992, WHO/EURO 1988. Det är emellertid uppenbart att storleken på säkerhetsmarginalen inte kan bedömas för närvarande och den information finns tillgänglig utesluter inte möjligheten att det

som inte föreligger någon säkerhetsmarginal alls. Det är således viktigt att ytterligare utreda och vidta alla möjliga åtgärder för att förebygga fortsatt kontaminering miljön med dessa föroreningar. Även

av om i Sverige och länderna i vårt närområde minskar utsläppen av dessa föroreningar utgör dessa dock ett globalt problem. Dioxiner och PCB, till exempel, transporteras i atmosfären från varmare områden och faller ner när de når kallare trakter, t.ex. Sverige. Det är också viktigt att förhindra en vidare ökning av halterna av andra persistenta miljöfororeningar, t.ex. bromerade flamskyddsmedel, i vår miljö, då inte vet vad för hälsoeffekter detta skulle kunna medföra.

252 Föda 1996:124

5.13.7 Litteratur

Ahlborg U Hanberg A, Kenne K. Risk assessment of polychlorinated biphenyls PCBs. Nordiska ministerrådet, Nord 1992:26.

Ahlborg U G, Becking G Bimbaum L Brouwer A, Derks H J G M, Feeley M, Golor Hanberg Larsen J Liem A K D, Safe S H, Schlatter Waern Younes M, Yrjänheikki E. Toxic equivalency factors for dioxin-like PCBs. Report on a WHO-ECEH and IPCS Consultation, December 1993. Chemosphere 28: 1049-1967, 1994.

Ahlborg U G, Håkansson Waern Hanberg A. Nordisk dioxinriskbedömning, Rapport från en nordisk expertgrupp. Nordiska ministerrådet. Miljörapport 1988:7.

Ahlborg U Alexander Damerud P-O, Dybing Hanberg A, Johansson N, Madsen Rappe Utne Skåre Tuomisto Wicklund Glyrm A. Proceedings from the Nordic Meeting on US EPA Dioxin reevaluation. In preparation 1996.

Chu Secours V, Villeneuve D Valli V Nakamura A, Colin D, Clegg D J och Arnold E Reproduction study of toxaphene in the rat.

Environ. Sci. Health B23, 101-126, 1988.

Chu Villeneuve D Sun Ch-W, Secours V, Procter Arnold E

Clegg D Reynolds L och Valli V Toxicity of toxaphene in the rat

and Beagle dog. Fundam. Appl. Toxicol. 406-418, 1986.

Cunningham H M. Toxicology of compounds resulting from the of

use chlorine in food processing. Water Chlorination. Environmental Impact and Health Eñects, Vol. Red: Jolley R L et al., s. 995-1005. Ann Arbor, USA, 1983.

Damerud P O, Wicklund Glyrm A, Andersson Atuma Johnsson

Linder C Becher W. Bakgrund till de reviderade kostråden. PCB och dioxiner i fisk. Vår Föda 47: 10-21, 1995.

Gladen B Rogan W Hardy Thullen Tingelstad Tully M. Development after exposure to polychlorinated biphenyls and dichlorodiphenyl dichloroethene transplacentally and through human milk. J Pediatr ll3: 991-995, 1988.

1996:124 Föda 253

Guo Y Lambert G Hsu C C. Growth abnonnalities in the population exposed in utero and early postnatally to polychlorinated biphenyls and dibenzofurans. Environ Health Perspect 103, Supplement 117-122, 1995.

Huisman M, Koopman-Essenboom Fidler V, Hadders-Algra M, van der Paauw CG, Tuinstra L G M Weisglas-Kuperus N, Sauer P J Touwen B C Boersma E R. Perinatal exposure to polychlorinated biphenyls and dioxins and its effect on neonatal neurological development. Early Hum Dev 41: 111-127, 1995.

IPCS, EHC nr 152: Polybrominated biphenyls. WHO, Geneve 1994.

IPCS, EHC nr 162: Polybrominated diphenyl ethers. WHO, Geneve 1994.

Jacobson J Jacobson S W, Humphrey H E B. Effects of in utero exposure to polychlorinated biphenyls and related contaminants on cognitive functioning in young children. J Pediatr 116: 38-45, 1990.

Jacobson J Jacobson S W, Padgett G A, Brumitt G A, Billings R L. Effects of prenatal PCB cognitive processing efficiency

exposure on and sustained attention. Developmental Psychology 28: 297-306, 1992.

KemI report 9/94: Risk assessment of polybrominated diphenyl ethers, Kemikalieinspektionen, 1994.

Norén K, Lundén A. Trend studies of polychlorinated biphenyls, dibenzo-p-dioxins and dibenzofuraxis in human milk. Chemosphere 23: 1895-1901,1991.

OECD risk reduction monograph Selected brominated flame

no. retardants. Paris, Sept. 1994.

Pinjenburg et al.: Polybrominated biphenyl and diphenyl ether flame retardants: Analysis, toxicity and environmental Rev.

occurrence. Environ. Contam. Toxicol., 141, l-26, 1995.

Rappe C. Dioxin, pattems and source identification. Fres J Anal Chem 348: 63-75, 1994.

Rappe C. Sources of and human exposure to PCDDs and PCDFs. Banbiny Report 35. Biological basis for risk assessment of dioxins and

254 Föda 1996:124

related Compounds, eds. Gallo, Scheuplein and van der Heijden Cold Spring Harbor Laboratory Press, New York 121-129, 1991.

Rappe C. Dioxin, pattems and source identification. Fres J Anal Chem 348: 63-75, 1994.

Rylander Strömberg U, Hagmar Decreased birth weight in infants bom to women with a high dietary intake of fish contaminated with

persistent organochlorine compounds. Scand J Work Environ Health;

212368-375, 1995.

Rylander Strömberg U, Hagmar L. Dietary intake of persistent organochlorine compounds and low birth weight- a cohort based case referent study. Scand J Work Environ Health 1996; in press.

Saleh M A. Toxaphene: Chemistry, biochemistry, toxicity and environmental fate. Rev. Environ. Contain. Toxicol. 118, l-85, 1991.

US Dept. of Health and human services: Toxicological profile for PBBs, draft for public comment. Oct. 1993.

Weisglas-Kuperus N, Sas T C Koopman-Essenboom van der Zwan C W, Deridder M A Beishuizen A, Hooijkaas H, Sauer P J Irnmunologic effects of background prenatal and postnatal exposure to dioxins and polychlorinated biphenyls Dutch infants. Pediatr Res 38: 404-410, 1995.

Wesén C. Chlorinated fatty acids fish lipids. Doktorsavhandling. Lunds universitet, 1995.

WHO. Camphechlor. Environmental Health Criteria 45, 1984.

WHO/EURO. Environmental Health Criteria 29. PCBs, PCDDs and PCDFs in breast milk: Assessment of health risks. WHO/EURO, Copenhagen 1988.

Öberg L Wågman N, Andersson Rappe C. De formation of

nova PCDD/Fs in compost and sewage sludge a status report. Organo-

halogen Compounds ll: 297-302, 1993.

1996:124 Föda 255

5.14

Horrnonpåverkande miljöföroreningar

Hormonpåverkande miljöföroreningar t.ex. PCB, DDT,

dioxiner

Effekt: Reproduktionsstömingar fertilitet, utvecklingseffekter. Oklart om sådana

effekter förekommer hos människa

Känsliga grupper: Foster och spädbarn

Högexponerade grupper: Högkonsumenter av ñsk, ammade späd

bam

Tolerabelt dagligt intag: Saknas

Dagligt intag: Okänt Kostrekommendationer: Saknas

5.14.1 Möjliga effekter

Flera klororganiska ämnen påverkar olika hormonsystem, t.ex. tyroxin

ett sköldkörtelhonnon och retinylsyra vitamin A. Frågan om endokrint hormonellt påverkande miljöföroreningars betydelse har väckt stort uppseende under senare år, framför allt vad gäller östrogena effekter, dvs. effekter som efterliknar det kvinnliga könshormonets Colbom et al. 1996. Det är väl känt sedan många år, främst från

USA, att behandling av gravida kvinnor med östrogen medicinering

dietylstilbestrol, DES har förorsakat vaginalcancer hos döttrar födda av mödrar som utsatts för sådan behandling. I uppföljningsstudier har det också visat sig att både hos döttrar och söner förekommer en förhöjd frekvens av missbildningar i reproduktionsorganen samt

i reproduktionen Palrnlund et al. 1993. Det är följaktligen helt klart att behandling under graviditeten med höga doser östrogen kan ge högst påtagliga effekter på barnen som visar sig i ålder.

vuxen

En rad observationer i naturen har också indikerat att vissa miljöföroreningar med visserligen svaga men ändå påtagliga östrogenliknande effekter kan påverka könsdifferentieringen hos olika djur. Man

256 Föda 1996:124

kan konstatera att det i dag måste anses belagt att vissa sådana kemikalier, t.ex. DDT, kan utlösa ett feminiserande syndrom som kännetecknas av störningar i utvecklingen av manliga könskarakteristika, kvarvarande honliga könsorgan hos hanar, förändringar i balansen

könshormoner och påverkan på reproduktionsbeteendet. Effekter av

av denna art har konstaterats hos både fåglar, fiskar och alligatorer Colbom och Clement 1992, Colbom et al. 1996.

De manliga och kvinnliga könsorganen uppstår som två parallella gångsystem tidigt i fosterlivet. Under könsdifferentieringen hos

hanfoster utvecklas det manliga systemet medan det kvinnliga systemet reduceras. Hos honfoster sker den omvända utvecklingen. Denna differentieringsprocess regleras av fostrets könshormoner och kan följaktligen mycket känsligt för störningar utifrån av kemikalier

vara

påverkar denna balans. Även delar det framtida som av vuxna beteendet påverkas könshormoner under fosterperioden. Det är alltså

av biologiskt fullt möjligt att yttre påverkan av kemikalier som påverkar horrnonsystemet kan ge effekter både könsorganen och beteendet.

En rad olika sjukdomar eller störningar, med möjlig relation till störningar i horrnonbalansen, har visat en stigande incidens i västvärlden under de senaste decennierna. Exempel sådana tillstånd är avtagande spennieantal och ökande incidens av missbildningar i

en

urogenitalorganen Sharpe och Skakkebaek 1993. Det epidemiologiska

underlaget för detta är emellertid ganska klent. Sharpe och Skakkebaek lanserade dock på denna basis den s.k. östrogenhypotesen, dvs. att

miljöexponering för östrogenliknande kemikalier skulle kunna vara en

trolig förklaring till de effekter ansåg kunde visas. En utförlig

som man diskussion samband mellan manlig reproduktion och miljöförore-

av ningar med östrogena effekter har redovisats från danska rniljöstyrelsen Toppari et al. 1995 och engelska myndigheter MRC/IEH 1995.

En mer påtaglig och bättre dokumenterad utveckling gäller testikelcancer. I Europa och Nordamerika har registrerats en kontinuerligt ökande incidens sedan l940-talet. Ökningen är i storleksordningen 2-5 % år. I Skandinavien finns en fyrfaldig skillnad mellan

per länderna med den högsta incidensen i Danmark och den lägsta i Finland Adami et al. 1994. Analyser materialet indikerar att påverkan runt

av födelsen sannolikt är störst betydelse för uppkomst av testikel-

av

Ökad östrogen exponering under denna tid har diskuterats cancer. som en riskfaktor.

Även västvärlden några i

bröstcancer visar en stadig ökning i utan att påtagliga orsaker har kunnat identifierats. Även här har lanserats hypotesen att exponering för östrogenliknande substanser i miljön skulle kunna vara en tänkbar förklaring. Exponering för bekämpnings-

medel DDT och andra klororganiska insektsgitter, samt andra

som kemikalier PCB, har pekats ut möjliga orsaksfaktorer. En

som som

1996:124 Föda 257

serie epidemiologiska studier har genomförts resultaten är

men motsägande och en kritisk analys av såväl den biologiska sannolikheten som de epidemiologiska resultaten har visat att ett orsakssamband är mindre troligt Ahlborg et al. 1995. En studie svenska hustrur till

av yrkesfiskare tyder dock att kvinnor bosatta på ostkusten, där fisken innehåller högre halter av halogenerade organiska föroreningar, har en högre incidens av bröstcancer än kvinnor bosatta västkusten Rylander och Hagmar 1995.

De kemikalier som hittills visats ha viss östrogen-liknande effekt i olika testsystern utgör en heterogen blandning. Gruppen omfattar vissa

klororganiska bekämpningsmedel, som DDT, metoxyklor och klordan,

hydroxylerade metaboliter av PCB, men också hushålls- och industrikemikalier som alkylfenoler, ftalater och bisfenol A. Eftersom dessa ämnen har mycket olika struktur är det svårt att bedöma andra,

om ännu inte testade, ämnen har samma effekt. Tillgängliga data över substansemas östrogena potens och human exponering är i de flesta fall helt otillräckliga för en riskbedömning den aktuella situationen. De

av fåtaliga djurförsök som föreligger antyder att det skulle relativt

vara stora skillnader mellan de doser som ger östrogena effekter på djur och de som människor i allmänhet exponeras för. Endast i undantagsfall föreligger dock djurstudier har analyserat eventuella effekter

som av exponering under fosterstadiet.

Det finns system för att skydda fostret mot naturliga östrogener och möjligen även mot växtöstrogener, de hormoner finns i växter och

som därmed i vår föda. När det gäller miljöföroreningar med östrogen verkan fungerar troligen inte detta skydd, vilket kan leda till att fostret exponeras i högre grad för de östrogenliknande kemikaliema än för lcroppsegna östrogener och växtöstrogener. Många miljöföroreningar, t.ex. PCB och DDT, är dessutom mycket stabila, vilket gör att höga koncentrationer kan byggas upp, till skillnad från de snabbt metaboliserade kroppsegria östrogenema.

Uppmärksamheten har hittills huvudsakligen inriktats eventuella effekter av miljöföroreningar med östrogenliknande effekter. Frågeställningen är dock betydligt mer komplicerad än så, bland annat

av följande skäl:

Förutom exponering för miljöföroreningar med östrogenliknande -

effekt, pågår ständigt en betydande exponering för naturliga ämnen

medöstrogenliknande effekter i växter, sk fytoöstrogener. Dessa

tillförs människan via kosten och betydelsen denna exponering

av

i relation till miljöföroreningsexponering är ännu oklar.

Vissa miljöföroreningar, t.ex. polyklorerade dibenso-p-dioxiner -

PCDD och dibensofuraner PCDF samt dioxin-lika PCB-

258 Föda 1996:124

kongener, har anti-östrogena effekter motverkar det kvinnliga könshormonets effekt.

Nyligen publicerade data visar att vissa miljöföroreningar, t.ex.

-

huvudmetaboliten till DDT, har betydande antip,p°-DDE

androgen effekt motverkar det manliga könshonnonets effekt Kelce et al. 1995.

Slutsatser

Det får helt klarlagt att vissa persistenta eller vanligt före-

anses

kommande miljöföroreningar kan påverka könsdifferentiering hos djur,

sannolikt att ingripa i honnonreglerade mekanismer. Sådana

genom effekter har iakttagits hos vilda djur fåglar, fiskar och alligatorer.

som

Huruvida sådana effekter också kan förekomma hos människa till

följd exponering för miljöföroreningar är ännu oklart. Information

av saknas både förekomsten av kemikalier med hormonpåverkande

om effekter, exponeringens omfattning och dennas relation till eventuella effekter hos människa. Eftersom människan ständigt för

exponeras både kroppsegna östrogener och växt-östrogener via kosten är det

viktigt att relatera exponeringen av östrogenliknande miljöföroreningar

till denna naturliga exponering. Det är dock möjligt att fostret skyddas från naturliga östrogener, t.ex. via barriärer och bindningsproteiner,

inte från östrogen-liknande kemikalier. Hänsyn måste även tas till men den att de östrogena miljöföroreningarna bryts ner så långsamt. Mot bakgrund observerade anti-östrogena och anti-androgena effekter är

av

det även viktigt att bedömning av miljöföroreningars honnon-

en påverkande effekter inte endast fokuseras östrogena effekter.

5.14.3 Litteratur

Adami H O, Bergström Möhner M, Zatonski W, Storm H, Ekbom A, Tretli Teppo Rahu M, Gurevicius Stengrevics A, Pawlega

Testicular cancer nine northern European countries. Int J Cancer 1994; 59: 33-38.

Ahlborg U G, Lipworth Titus-Emstoff Hsieh C Hanberg A, Baron Trichopoulos Adami H O. Organochlorine compounds in relation to breast cancer, endometrial cancer and endometriosis: An assessment of the biologic and epidemiologic evidence. Crit Rev Toxicol 1995; 256:463-53l.

1996:124 Föda 259

Colbom Clement C red.. Chemically-induced alterations sexual and fimctional development: The wildlife/human connection. Princeton: Princeton Scientific Publishing, 1992.

Colbom Dumanoski D, Myers J Our stolen future:

Are we threatening our fertility, intelligence and survival A scientific detective story. Dutton, New York, 1996.

Kelce W Stone S Laws S Gray L Kemppainen J A, Wilson E M. Persistent DDT metabolite p,p-DDE a potent androgen receptor antagonist. Nature 1995; 375158 1-5 85.

MRC/IEH. IEH assessment of Environmental oestrogens: Consequences to human health and wildlife. Institute for Environment and Health. Assessment Al, 1995.

Palmlund Apfel Buitendijk Cabau A, Forsberg J-G. Effects of Diethylstilbestrol DES medication during pregnancy: Report from a symposium at the 10th International Congress of ISPOG. J Psychosom Obstet Gynaecol 1993; 14:71-89.

Rylander Hagmar L. Mortality and cancer incidence among women

with a high consumption of fatty fish contaminated with persistent

organochlorine compounds. Scand J Work Environ Health 1995; 212419-426.

Sharpe R M, Skakkebaek N Are oestrogens involved falling sperm counts and disorders of the male reproductive tract Lancet 1993; 34121392-95

Toppari Larsen J Chr., Christiansen Giwercman A, Grandjean Guillette L Jégou Jensen T Jouarmet Keiding N, Leffers H, McLachlan J A, Meyer O, Müller Rajpert-De Meyts Scheike Sharpe Sumpter Skakkebaek N Male reproductive health and environmental chemicals with oestrogenic effects. Miljöprojekt 290.

nr. Danish Environmental Protection Agency, 1995.

260 Föda 1996:124

15 Ftalater

Kritiska effekter:

Försöksdjur: Leverpåverkan peroxisomproliñering,

levercancer, påverkan fortplantnings-

och -fönnåga ev. honnonliknande

organ

effekt

Människa: Data saknas

Intag: Data saknas

Högexponerade

I samband med dialys och blodtransfusion

grupper:

Föreslaget gränsvärde

TDI: DEHP: 0,025 mg/kg kroppsvikt och dag

5.15.1 och förekomst

Användning

Ftalater är stor strukturellt närbesläktade ämnen som används

en grupp

mjukgörare i framför allt PVC-plaster. DEHP dietylhexylftalat som står för över hälften av användningen av ftalater i Sverige, och

ensam är också den mest undersökta ftalaten. Andra vanliga ftalater är DIDP diisodekylftalat och DINP diisononylftalat, som båda, liksom DEHP, är s.k. långkedjiga ftalater. Bland mera kortkedjiga ftalater kan

nämnas DEP dietylftalat och BBP butylbensylñalat. Ftalatemas

fysikalisk-kemiska egenskaper påverkas av längden kolkedjoma, och varierande fysikalisk-kemiska egenskaper påverkar i sin tur toxiciteten.

Miljöutsläpp av ftalater kan ske framför allt vid produktion och vid förbränning ftalat-innehållande produkter. Det rör sig då huvud-

av sakligen utsläpp till luften, varifrån ftalater sedan kan falla ner på

om jord- eller vattenytan. Ftalater återfinns i låga halter i stort sett överallt på jorden dock bör komma ihåg att provtagnings- och analys-

man

ftalat-innehållande plast kan förorena proverna. Ftalater utrustning av kan också läcka från plast till omgivningen, t.ex. till luften, eller till blod varit i kontakt med ftalat-innehållande plast, eller till

som matvaror dessa omslutits av ftalat-innehållande plaster.

om

Den faktiska exponeringen av människan för ftalater är dåligt känd. Livsmedelsverket har inte ort några mätningar av ftalat-innehåll i mat eller dryck. Enligt schweiziska beräkningar är det genomsnittliga intaget DEHP 2 per kg kroppsvikt och dag, eller ca 100-

av tag

1996:124 Föda 261

150 ug/dag för en vuxen Lutz och Schlatter, 1992. I Sverige används knappt ftalatinnehållande plastomslag runt mat. Hög exponering är troligtvis endast aktuell inom sjukvården, vid t.ex. blodtransfusioner, dialys eller vid vård i respirator eller ärt-lugn-maskin.

5.15.2 Hälsoeffekter

I djurförsök har man visat att ftalater har effekter framför allt lever, fortplantningsorgan och -förmåga DEHP orsakar levercancer hos både råttor och möss, men är inte genotoxisk. I levern ser man också proliferation mångfaldigande av peroxisomer cell-organeller som är inblandade i fettnedbrytning hos gnagare som utsatts för ftalater. Det är möjligt att det finns en koppling mellan peroxisom-proliferation och uppkomsten av levercancer. Peroxisom-proliferation är mera sällsynt hos primater. Det tycks som om olika arter är olika känsliga för ftalaters leverskadliga egenskaper.

Testikelförtvining och minskad testikelvikt är andra effekter som setts hos försöksdjur som exponerats för relativt höga doser av ftalater. Det har nyligen framkommit att exponering för relativt små mängder BBP under fostertiden och via modersmjölk orsakar minskad testikelvikt och spermieproduktion hos uppvuxna råttungeharmar. Dessa effekter tyder att ftalater kan ha hormon-liknande eller -störande effekter. DEHP har också visat sig försämra fertiliteten och framkalla fostennissbildningar hos försöksdjur. l flera avseenden är ftalater dåligt undersökta; t.ex. är allergiframkallande effekter bristfälligt eller inte alls undersökt.

Baserat på undersökningar av dialyspatienter och på vitro-data tycks människan inte tillhöra de mest känsliga arterna vad gäller peroxisom-proliferation. I övrigt saknas tillförlitliga epidemiologiska data. Sannolikt människor inte för hälsofarliga mängder

utsätts vuxna av ftalater. Hälsorisker till följd av exponering under fosterutvecklingen eller spädbamstiden har ännu inte utretts.

5.15.3 Litteratur

Barber et al. Peroxisome induction studies on seven phtalate esters. Toxicology and Industrial Health, vol. 7-22, 1987.

no. s.

Lutz W Schlatter Chemical carcinogens and ovemutrition dietrelated cancer. Carcinogenesis 12, 2211-2216, 1992.

262 Föda 1996:124

Nilsson, C. Phtalic acid esters used as plastic additives. Kemikalieinspektionen, rapport 12/94, vol. 1994.

WHO/IPCS. Diethylhexyl phtalate. Environmental Health Criteria 131, l 992.

5.16 Bly

Kritisk effekt: Subtila skador i hjärnan

Känsliga Foster, barn

grupper:

Högsta tolerabla intag

TDI:

Vuxna: 200-250 ug/dag

Bam 20 kg: 70 ;tg/dag

Intag: generellt

Vuxna: 20-30 ug/dag

Bam: Data saknas, uppgifter om blodnivåer

finns

Högexponerade grupper: storkonsumenter av livsmedel för-

varade i blylödda burkar. Jägare,

skyttar, rökare

16.1 Förekomst

Födan och i vissa fall dricksvatten är den viktigaste källan till blyexponering. Bly återfinns i små mängder i många olika livsmedel och högre halter kan finnas i storbladiga grönsaker, vin, lever, njure samt skaldjur. Till följd av den minskade användningen av blytillsats i bensin minskar bly som luftförorening och därmed även blyhaltema i våra livsmedel. I grönsaker och bär som odlades nära vissa industrier uppmättes förhöjda blyhalter 1988, men man fann dock att största delen av blyet kunde sköljas bort. Blylödda konservburkar förekommer fortfarande marknaden, om än i liten omfattning, men kan för vissa storkonsurnenter stor källa till blyexponering. Även viss

vara en glaserad keramik kan, om livsmedel förvaras i sådana kärl, medföra ett ökat blyintag. I många länder är bly i dricksvatten ett stort problem

1996:124 Föda 263

därför att har använt bly som material i vattenledningar. I Sverige

man är detta mycket ovanligt.

5.16.2 Exponering

I Sverige blyintaget 20-30 ng per dag under 80-talet V ahter et al.

var 1991. Intaget är sannolikt lägre på grund av att blyad bensin

numera inte längre används samt att konservburkar numera oftast är svetsade. Man observerade t.ex. att blyhalten i blod sjönk under 80-talet hos en

bam i Skåne samt hos vuxna i Stockholm. En liknande grupp en grupp nedåtgående trend i blodblyhalt har observerats i många andra länder. Blodblyhalten hos sydsvenska skolbarn var 1978 67 och

en grupp 53 ;tg/l för pojkar respektive flickor. Sexton senare, 1994, var

blodblyhalten hos barn i samma område 27 respektive 23 ,ag/l

Strömberg et al. 1995.

Blodblyhalten hos 41 småbarn i åldern 13-20 månader, boende Stockholm, 1991 27 ;tg/l spridning 9-73 ug/l Berglund et al.

var 1994.

För små barn kan blyexponering via jord och damm vara betydande,

oftast till följd bly i bilavgaser deponerats på marken. I Falun

av som

är blyhaltema i jorden kraftigt förhöjda grund av gruvdriñen. Hos

33 barn i förskoleåldem boende i Falun uppmättes 1991 blodbly-

halter kring 31 ;lg/I spridning 13-79 ng/l Bjerre et al. 1993. Ett samband mellan försurning och förhöjd blyhalt i ytligt grund-

vatten har påvisats i svensk undersökning där vatten från enskilda

en grävda brunnar analyserades. pH i de undersökta brunnarna varierade mellan 5,4 och 7,3 i medianvärde Bensryd mil. 1994. l brunnarna med lägst pH medianvärde 5,4 var medianhalten av bly 1,2 ;tg/l spridning 0,1-9,1 ug/l. I gruppen av brunnar med högst pH medianvärde 7,5 var medianvärdet för bly 0,2 ;tg/l spridning

0,2-5,2 ug/l. Medianhalten bly var alltså 6 gånger högre i

av brunnama med lägsta pH, jämfört med blyhalten i brunnama med högsta pH. Gränsvärdet 10 ;tg/l Livsmedelsverket angivit se

som nedan överskreds i några enstaka fall, och då i vatten från brunnar med lågt pH. En sammanställning blyhalter i de brunnar som ingår i

av miljöövervakningsprograrmnet visade dock inget samband med vattnets pH Aastrup mil. 1995. Inga förhöjda halter bly i blod observerades i den först nämnda studien hos de studerade personerna till följd av dricksvattenanvändning. Blodblyhalten i den grupp med lägst pH i dricksvattnet 41 personer var 39 ,ug/l spridning 12-209 rig/l, medan blodblyhalten i gruppen med högst pH i dricksvattnet 51 personer var

264 Föda 1996:124

37 lig/l spridning 17-160 ,ug/l. Blodblyhalten korrelerade till jaktoch skytteaktiviteter.

5 16.3 Hälsoeffekter

.

Bildningen av hemprotein, som bl.a. ingår i hemoglobin, hämmas vid relativt låga blodblyhalter. Den tidigaste effekten är hämning

av enzymet delta- aminolevulinsyradehydratas, ALAD, vilket har observerats vid blyhalter omkring 100 ;tg/l blod. Denna enzymhämning bedöms dock inte vara en allvarlig hälsoeffekt.

Vid blodblyhalter kring 600-800 ;tg/l hos vuxna respektive 400 ;tg/l hos barn är vissa enzymsystem är nödvändiga för

som blodbildningen så påverkade att blodbrist hos individen utvecklas.

Subtila effekter i centrala nervsystemet kan uppträda i form av bl.a. beteendeeffekter, inlärningssvårigheter och minskad intellektuell förmåga hos bam vid relativt låg exponering. Sådana effekter

kan vara orsakade av många andra faktorer vilket gör det svårt att ange en lägsta exponering för bly där effekter uppträder. Studier indikerar att vid blodblyhalter under 250 ug/l hos små bam sjunker intelligenskvoten med l-3 enheter för varje ökning av blodblykoncentrationen med 100 ug/l. Det bedöms inte vara möjligt att upptäcka effekter vid exponeringsnivåer som leder till blodblyhalter lägre än 100 ug/l. Det beror på metodernas osäkerhet och att effekter av andra faktorer som påverkar barnens testresultat, får för stor betydelse vid så låga exponeringsnivåer JECFA 1993, IPCS 1995.

För att undvika hälsoeifekter rekommenderar FAO/WHO ett högsta tolerabelt veckointag av bly motsvarande 25 ;tg/kg kroppsvikt. Det innebär ca 200-250 ng bly per dag för en vuxen person JECFA 1993. Motsvarande högsta tolerabla dagliga intag för ett barn som väger 10-20 kg är 35-70

ng.

5 16.4 Gränsvärden

.

Livsmedelsverkets gränsvärde för bly i dricksvatten är 10 ,ug/l. För flera livsmedelsgrupper finns högsta tillåtna halter angivna i SLV FS 1994: 17. Några exempel på högsta tillåtna halt i Sverige: storbladiga grönsaker 300 lig/kg, potatis 100 ,ug/kg, barnmat 50 ,ag/kg Inom EU arbetar man for närvarande med att ta fram harmoniserade gränsvärden för bly i livsmedel. Överskridanden högsta tillåtna halt är vanliga vid kontroll

av av blylödda konservburkar. Vid en undersökning som utfördes vid

1996:124 Föda 265

Livsmedelsverket 1994 befanns livsmedel från hälften de blylödda

av burkarna innehålla mer än 300 Mg bly /kg, vilket är gränsvärdet Jorhem mfl. 1995.

5.16.5 Riskbedömning

Blyexponeringen via föda och dricksvatten är låg i Sverige och kan förväntas sjunka ytterligare framför allt grund av att blyad bensin inte längre används. För enskilda konsumenter kan dock stor

en konsumtion av livsmedel importerats i blylödda konservburkar

som medföra ett högre blyintag. Arbete pågår internationellt för att eliminera blylödda burkar från marknaden, bl.a. införde USA i december 1995 ett förbud. En fortsatt försurning av mark och vatten kan för enskilda hushåll medföra ökade blyhalter i dricksvatten.

Säkerhetsmarginalen mellan det rekommenderade högsta intaget och de blodblyhalter som uppmäts hos barn i förskoleåldem är liten. Den huvudsakliga blyexponeringen härrör sarmolikt från födan, t.ex.

men lek i kontaminerad jord kan leda till att stora mängder bly med smutsiga fingrar och leksaker stoppas i

murmen.

5.16.6 Litteratur

Aastrup M mfl. Grundvattnets kemi i Sverige. Naturvårdsverket

Sveriges Geologiska Undersökning, rapport 4415, 1995.

Bensryd Rylander Högstedt B mfl. Effect of acid precipitations

on retention and excretion of elements in Sci Tot Environ

man. l994;l45:81-102.

Berglund M, Fahlgren Freland M, Vahter M. Metaller i mark i Stockholms innerstad och kranskommuner förekomst och hälsorisker

för bam. IMM-rapport 2/94. Institutet för miljömedicin 1994.

Bjerre Berglund M, Harsbo Hellman B. Blood lead concentrations of Swedish preschool children community with high lead

a levels ñom mine waste soil and dust. Scand J Work Environ Health l993;l9:154-l61.

IPCS. Environmental Health Criteria 165. Inorganic lead. WHO, Geneva, 1995.

266 Föda 1996: 124

JECFA. Joint Expert Committee Food Contaminants and Additives. on Evaluation of certain food additives and contaminants. WHO Technical Report series; 837, 1993.

Jorhem Sundström Engman Innehållet i blylödda burkar har ofta förhöjd blyhalt. Vår Föda l995;3 223-29.

Strömberg U, Schütz, Skerfving Substantial decrease of blood lead in Swedish children, 1978-1994, associated with petrol lead. Occup Environ Med l995;52:764-9.

Vahter M, Berglund M, Lind Jorhem Slorach Friberg L. Personal monitoring of lead and cadmium Swedish study exposure - a with special reference to methodological aspects. Scand J Environ Health l99l;l7:65-74.

5.17 Kadmium

Kritisk effekt: Störd njurfunktion

Högsta tolerabla intag: 60-70 lag/dag. Nya studier indikerar att effekter kan uppträda vid lägre intag Intag: generellt: 10-15 ;rg/dag Personer med jämbrist tar upp mer kadmium Skaldjursätare en gång i veckan eller mer: 22 ;rg/dag

Högexponerade grupper: Rökare

5.17.1 och förekomst

Användning

Tungmetallen kadmium är en biprodukt vid zinkframställning ur zinkinnehållande malm, men framställs även vid återvinning av metall skrot Främsta användningsområdet i dag i Sverige är batterier 101 ur ton/år, uppladdningsbara nickel-kadmium batterier står för varav 85-90 ton kadmium/år. Andra användningsområden är pigment i konstnärsfärger, glas och keramik 1,5 ton/år, ytbehandling metall av

1996:124 Föda 267

0,5 ton/år, och legeringar, främst med koppar, till bilkylare 30 ton/år.

Användningen av kadmium i batterier har ökat drastiskt sedan 80-talet, medan mängden kadmium inom övriga användningsområden har minskat väsentligt under samma tid.

De största utsläppen sker vid tillverkning av metaller som t.ex. stål och järn, förbränning av fossila bränslen samt produktion och användning av fosforgödselmedel. Fosforgödselmedel kan innehålla mer eller mindre stora mängder kadmium som förorening, beroende på mängden kadmium i den brutna råfosfaten. Kadmiumhalten i åkermark beräknas för närvarande öka med ca 0,2 % årligen. Främsta orsakerna är användning fosforgödselrnedel samt luftnedfall. Även stallgödsel

av och rötslam bidrar till kadmiumtillförseln i mindre omfattning.

men

Tillgången handelsgödsel med låga kadmiumhalter är begränsad. Det finns dock framtagna metoder för att rena råfosfor från kadmium.

De länder i tredje världen som producerar handelsgödsel med höga

kadmiumhalter får visst internationellt bistånd för att utveckla dessa metoder.

Tabell 5.6 Deposition av kadmium på åkermark

Källa Ton kadmium/år

Gödsling:

Källa: Kemikalieinspektionen 10/95

Ökningen av kadmium i mark och vatten är störst i södra och mellersta Sverige. Speciellt utsatta är områden nära stora punktkällor och storstadsområden.

Kadmium är lättrörligt i mark och kan även tas upp av växternas rötter. Kadmiumhalten i grödor varierar beroende på växtslag och markförhållanden på växtplatsen. De viktigaste markfaktorerna är kadmiumhalten i det plöjda jordskiktet, markens pH samt mullhalten

i jorden. Försurningspåverkad åkennark, kan därför orsaka ökade

kadmiumhalter i grödoma. Minskad mullhalt i jorden till följd

av spannmålsodling leder också till att jordens förmåga att binda kadmium och andra metaller minskar.

268 Föda 1996:124

Nyligen har sammanställning av kadmiumhalter i svensk

en åkermark från åren 1983-1994 publicerats Eriksson et 1995. Cirka 2 000 matjordsprover analyserades. Medelhalten i matjorden beräknades till 0,26 mg/kg torrsubstans. l femton prover uppmättes halter högre än 1mg/kg. Jordbruksbygdema i södra Skåne, Östgötaslätten och i Mälarlandskapen samt området kring Storsjön i Jämtland uppvisar generellt högre kadmiumhalter i matjorden än genomsnittet. Lägre halter än genomsnittet uppmättes i skogsbygdema i hela landet,

slättbygderna runt Vänern och Västkusten. Variationen inom länen är dock ofta stora. Man farm en stark koppling mellan kadmiumhalt i matj orden och moderrnaterial. Skånska moränleror, sedirnentära lerjordar i östra Sverige samt områden med kambriska bcrgarter har generellt högre halter av kadmium.

5.17.2 Exponering

För icke-rökare är kosten den största källan till kadmiumintag. Rökning

ett stort tillskott till kadmiumbelastningen i kroppen. I njurbark hos ger 10 undersökta rökare kadmiumhalten 28 rig/g, jämfört med 8 ;tg/g

var hos icke-rökare Nilsson mfl. 1995.

Det dagliga intaget via kosten är i genomsnitt ca 10-20 mikrogram i Sverige Vahter et al. 1996. Vissa i befolkningen kan dock

grupper ha ett högre intag, beroende kosthållning. Främsta källorna till kadmiumintag är cerealier, rotfrukter, potatis och grönsaker. Fullkomsmjöl och vetekli innehåller högre halter kadmium än utrnalt mjöl. Utifrån jordbruksstatistiken beräknas kadrniurntillskottet via dessa livsmedelsgrupper 70-80 % det totala kadmiumintaget

motsvara ca av från kosten. Vete är den största enskilda källan. Medianhalten av kadmium i vårvete uppmättes till 56 pcg/kg spridning 14-163 ;ig/kg, n43 Öbom et al. 1995 , medan kadmiumhalten i vetemjöl uppmättes till 25 ;tg/kg spridning 14-47 ;ig/kg, n55 Jorhem och Sundström 1993.

Skaldjur, lever, njure, kakao och vissa svampar är livsmedel som normalt kan innehålla höga halter kadmium mer än 100 ug/kgXJorhem och Sundström 1993. Intaget kadmium via en krabba har upp-

av skattats till 850 Även bönor, groddar, linser och olika sorters frön

Mg. innehåller ofta än 100 lig/kg.

mer

len nyligen publicerad svensk undersökning Berglund mfl. 1994, Vahter et al. 1996 studerades kadmiumintaget hos ickerökande kvinnor konsumerade vanlig blandkost, fiberrik kost huvud-

som sakligen vegetarisk samt kost med stort inslag av skaldjur skaldjur 1 gång i veckan eller mer. Resultaten visade att det genomsnittliga

1996:124 Föda 269

dagliga intaget var 22 ;ag/dag hos skaldjursätarna, 13 ug/dag i gruppen som ñberrik kost samt 10 ;tg/dag i blandkostgruppen. Inga skillnader kunde ses i kadmiumhalt i blod eller urin, vilket tyder på att det kadmium som finns i skaldjur och fiberrik kost är bundet på ett sådant sätt att det inte absorberas i mag-tarmkanalen i samma utsträckning som blandkost. Man fann även att låga järndepåer i kroppen, som var mycket vanligt bland de undersökta lwinnoma, ökar upptaget av kadmium. Kadmiumintaget i denna studie är högre i jämförelse med resultaten från tidigare svenska studier av kadmiumexponering via kosten. Huruvida skillnaden orsakas av ett reellt högre kadmiumintag är svårt att avgöra grund av skillnader i studiernas uppläggning och omfattning.

17.3 Trender

Utsläppen i Sverige av kadmium har sjunkit betydligt sedan 70-talet. Då var punktutsläppen till luft och vatten ca 50 ton år vilket kan

per jämföras med dagens 5 ton per år. Beräknade diffusa utsläpp

av kadmium är i dag ca 15 ton per år.

Analys av arkivprover tyder att kadmiumhalten i svenskt vete har ökat med 50 % under l900-talet. Kadmiumhalten i åkermark beräknas för närvarande öka med ca 0,2 % årligen. Vid Livsmedelsverket görs årligen kadmiumanalyser av vetemjöl. Under den tid som detta pågått, sedan 1976, ses dock ingen liknande trend, vilket kan förklaras av att tidsperioden inte är tillräckligt lång.

5.17.4 Hälsoeffekter

Cirka 5 % av det kadmium viexponeras för via kosten absorberas

som i mag-tarmkanalen. Kadmium ansamlas i lever och framför allt njure, och det är också i njurarna som skador först uppträder. Den biologiska halveringstiden för kadmium i njure är 7-30 år. Det innebär att

ca mängden kadmium i njuren halveras inom denna tidsrymd. I normala fall sker i njurbarken en återresorption bl.a. lågmolekylära proteiner

av i urinen tillbaka till blodet. Om tillräckligt stora mängder kadmium finns i njurarna fungerar denna resorption sämre och ett läckage

av sådana molekyler i urinen kan uppmätas. Detta medför att njurarna fungerar sämre.

Eftersom kadmiumhalten i njurarna byggs under mycket lång

upp tid är det intaget av kadmium över lång tid är avgörande. Kad-

som rnium-inducerade effekter njurfunktionen vanligen först i den

ses

270 Föda 1996:124

livet då kadmiumkoncentrationen i njurarna hunnit bli senare delen av tillräckligt hög. Detta komplicerar studiet av hälsoeffekter i befolkning-

då njurfunktionen normalt försämras med åldern. en

Nya studier indikerar dock att känsligheten i befolkningen är större än vad tidigare trott. En belgisk studie visade att i en befolkning

man med ett medianintag kadmium 15 mikrograrn/dag var njur-

av funktionen störd hos ca 1 % Buchet mfl. 1990. Ytterligare studier tycks bekräfta detta.

5.17.5 Högsta tolerabla intag

En expertgrupp inom WHO och FAO, Joint Expert Committee on Food Additives and Contarninants JECFA har fastställt ett högsta tolerabla veckointag PTWI till 7 mikrogram per kilo kroppsvikt JECFA -93, vilket innebär 60-70 mikrogram dagligen för en vuxen person. Ett

ca

kadmium under 45 års tid motsvarande det högsta tolerabla intag av veckointaget beräknas kadmiumhalt i njurbarken som inte

ge en överskrider 50 mg/kg, vilket har ansetts inte ge upphov till några hälsoeffekter. Som finns dock indikationer att känsligheten i

nämnts ovan den allrnärma befolkningen är större än vad man tidigare trott. Störningar i njurfunktionen har observerats i ett stickprov ur den belgiska befolkningen medianintag av kadmium ligger väsentligt

vars

gällande högsta tolerabla veckointag. under det nu

16.6 Gränsvärden

Högsta tillåtna kadmiumhalt i handels gödsel är 100 mg/kg fosfor. För att styra valet handelsgödsel har en miljöavgift införts SFS

av 1995:616, vilket innebär att köparen betalar en miljöavgift ä 30 kr per

kadmium överskrider 5 mg/kg fosfor. mg som

Högsta tillåtna kadmiumhalt får tillföras åkermark vid använd-

som ning avloppsslam är från och med 1995 1,75 g per hektar och i

av

genomsnitt över sjuårsperiod från att tidigare ha varit 4,0 g per

en hektar och år. Från och med år 2000 är högsta tillåtna halt 0,75 g per hektar och SNFS 1994:2, MS:72. Avloppsslam får inte användas på åkermark med högre metallhalt i jorden än vad som anges i denna kimgörelse.

I Dricksvattenkungörelsen, SLV FS 1993:35, anges gränsvärden för kadmium i dricksvatten. Vatten med halter över 1 ,ag/l är tjänligt med anmarkn" Är kadmiumhalten över 5 tag/l är vattnet otjänligt. I båda fallen är det hälsomässiga skäl gränsvärden satts. Orsaken till

av som

1996:124 Föda 271

förhöjda kadmiumhalter i dricksvatten kan vara korrosion kadmium-

av haltiga material i äldre fastighetsinstallationer, men kan i grundvatten också vara en indikation försurning.

I Sverige har gränsvärden för kadmium i livsmedel hittills inte fastställts. Inom något eller några år kommer gränsvärden sannolikt att införas, då EU för närvarande arbetar med att harmonisera gränsvärden för kadmium i vissa livsmedelsgrupper. Sverige deltar aktivt i det arbetet.

Lantbrukamas Riksförbund LRF och Kvarnföreningen arbetar aktivt med att minska kadmiumhalterna framförallt i vete.

17.7 Kostrekommendationer

Livsmedelsverket rekommenderar en viss begränsning i konsumtion av lever och njure. Råden torde enbart beröra extrema storkonsumenter av inälvsmat. För snöbolls- och kungschampinjoner rekommenderar Livsmedelverket konsumtion endast gånger per då kadmium-

ett par halterna i dessa charnpinjonarter är mycket höga.

5.17.8 Slutsatser

Halterna av många miljögifter tenderar i dag att minska i miljön, men för kadmium gäller inte detta. Kadmiumhaltema i åkermark beräknas för närvarande öka med ca 0,2 % per år främst till följd av användning av kadmiumkontaminerat handels gödsel samt luftnedfall, trots de minskningar i utsläpp som har skett. Kadmiumhalten i grödor kan därför förväntas öka. För att nå balans mellan tillförsel och bortförsel av kadmium i åkermark måste tillförseln halveras Naturvårdsverket 1993. Till detta kommer försumingen av åkennark som bidrar till att öka kadmiumupptaget i grödoma.

De åtgärder som vidtagits av berörda myndigheter i Sverige för att minska de svenska utsläppen av kadmium till miljön är till stora delar

framgångsrika.

Kadmiumproblemen är internationella, vilket visas av att det kadmium som deponeras marken i södra Sverige till 90 % härrör från källor utanför landets gränser.

Vad gäller hälsoeffekter indikerar nya studier att säkerhetsmarginalen är väsentligt mindre än vad man tidigare trott. Det är därför

av yttersta vikt att kadmiumintaget inte ökar. Det största kadmiumtillskottet via kosten kommer från sådana baslivsmedel som man inte kan minska konsumtionen av. Med hänsyn till resultaten från de

nya

272 Föda 1996:124

studierna kan det inte uteslutas att störd njurfunktion uppträder till

kadmiumexponering hos högexponerade. följd av

5 17.9 Litteratur

. Berglund M, Åkesson A, Nermell B mfl. Intestinal absorption of dietary cadmium in women dependent on body iron stores and fiber intake. Env Health Persp 10211058-66, 1994.

Buchet Lauwreys Roels H mfl. Renal effects of cadmium body burden of the general population. Lancet.336:699-702,l990.

IPCS. Environmental Health Criteria 134. Cadmium. WHO, Geneva, 1992.

Jorhern Sundström B. Levels of lead, cadmium, zinc, copper, nickel, chrornium, manganese and cobalt foods on the Swedish market 1983-1990. J Fd Comp Anal 1993;6:223-24l.

Kemikalieinspektionen. Kadmimn hälsorisker vad gör myndigheter-

- na Rapport från Kemikalieinspektionen 10/95, 1995.

Naturvårdsverket. Metallema och miljön. Rapport 4135, 1993.

Nilsson U, Schütz A, Skerfving Mattsson Cadmium in kidneys in Swedes measured vivo using X-ray fluorescence analysis. Int Arch Occup Environ Health 671405-41 1995.

Vahter M, Berglund M, Nennell Åkesson A. Bioavailability of cadmium from shellfish and mixed diet Toxicol Appl

in women. Pharmacol. l996;l36:332-4l.

Öbom Jansson, Johnsson A field study the influence of soil pH

on on trace elements levels spring wheat, potatoes and carrots. Water, Air and soil Pollution 1995;85:835-840.

1996:124 Föda 273

5.18 Kvicksilver

Metylkvicksilver

Kritisk effekt: Skador på centrala nervsystemet

Känsliga grupper: Foster

Högsta tolerabla

intag: 0,2 mgvecka för vuxna gäller kvinnor i

barnafödande ålder, vilket motsvarar ca

6 mg kvicksilver per kg hår

Intag: Helt beroende konsumtion av insjöfisk

och viss havsñsk, samt grad av kvicksilver-

förorening i respektive vatten

18.1 Förekomst

Kvicksilver kan förekomma i olika fonner, och beroende på kemisk

form varierar också graden av giftighet. Tandfyllnadsmaterialet

amalgam innehåller kvicksilver. Detta kan frisättas från plombytan i små mängder och tas upp i blodbanan i form kvicksilverånga. De

av eventuella hälsoriskema förknippade med detta kommer inte att vidare

diskuteras här. Hanteringen amalgam medför dock spridning

av en av kvicksilver i miljön, dels via krematorier, dels via avfall från tandläkarmottagningama i landet.

Andra stora utsläppskällor är avfallsförbränning, järn- och stål-

industri, metallverk samt kol-, torv- och vedförbränning. Oorganiskt kvicksilver kan av mikroorganismer i mark, vatten och sediment omvandlas till metylkvicksilver, vilket har större betydelse

ur folkhälsosynpunkt. Iden följ ande texten kommer kvicksilver i form

av

metylkvicksilver att beskrivas.

Metylkvicksilver är främst ett problem i insjöar. Särskilt utsatta är

näringsfattiga sjöar. Genom anrikning metylkvicksilver i närings-

av kedjan kan höga halter ansamlas i rovfiskar, t.ex. gädda. Källan till

metylkvicksilverexponering hos människan i Sverige är huvudsakligen

konsumtion av just sådana fiskarter, framför allt gädda, gös, lake, abborre och ål. Även stor havsfisk hälleflundra innehåller ofta

som t.ex. förhöjda halter. Sjunkande pH i vattnet medför ökade metylkvicksilverhalter i fisk. Det har uppskattats att kvicksilverhalten i enkilos-

274 Föda 1996:124

gädda i cirka 10 000 insjöar överskrider 1 mg/kg. Kalkning av

försumingsdrabbade vatten har haft positiv effekt metyl-

en kvicksilverhalten i fisk.

5.18.2 Hälsoeffekter

Metylkvicksilver tas i hög grad i mag-tarrnkanalen och kan passera

upp

den ofta skyddande blodhjärnbarriären, och i centrala nerv-

annars systemet upphov till skador. Exponering för metylkvicksilver kan

ge mätas i hår. Data från Japan och Irak, där människor blivit förgiftade

metylkvicksilver, visar att ca 5 % av den vuxna befolkningen

av drabbas domningar i händer och fötter vid ett intag av metylkvick-

av silver motsvarande en kvicksilverhalt i hår ca 50 mg/kg.

Metylkvicksilver också över moderkakan till fostret och

passerar dess hjäma. Under fosterstadiet när nervsystemet utvecklas är känsligheten störst. Subtila hjärnskador hos foster kan uppkomma i 5 % av fallen när kvicksilverhalten i hår hos modern är ca 10-20 mg/kg ICPS, 1990. Dessa skador yttrar sig i form något försämrade psyko-

av motoriska och neurologiska testresultat hos barn före skolåldem. Sådana effekter kan givetvis orsakas många andra faktorer. Därför

av krävs det undersökningar stora grupper av barn för att man ska

av kunna avgöra kvicksilvers betydelse för uppkomsten av dessa hälsoeffekter.

5.18.3 Rekommendation om högsta tolerabla intag

FAO/WHO har för fastställt ett provisoriskt tolerabelt vecko-

vuxna intag på 0,3 kvicksilver totalt, högst 0,2 mg får föreligga i

mg varav

form metylkvicksilver. Ett långvarigt intag av metylkvicksilver

av den exponeringsnivån leder till en kvicksilverhalt i hår på ca 6 mg/kg.

För att undvika fosterskador borde det högsta tolerabla intaget för gravida kvinnor lägre än så, men WHO hade vid den senaste

vara utvärderingen 1990 inte tillräckligt underlag för att fastställa något sådant högsta tolerabla intag för den befolkningsgmppen.

5.l8.4 Exponering

Majoriteten befolkningen äter sällan av de fiskarter som kan

av

innehålla höga halter metylkvicksilver. Vid en undersökning 1993

uppgav ca 10 % av 1 000 slumpmässigt utvalda nyblivna mödrar att de

1996:124 Föda 275

före graviditeten ätit insjöñsk och hälleflundra gång i månaden

ca en Melin-Skeppstedt 1994. Ca 3 % uppgav att de sådan fisk gång

en i veckan eller oñare. I Ljusnarsberg kommun i Kopparbergs län gjordes 1992 en enkät bland 422 sportfiskare. Av dessa 7 % insjöfrsk varje vecka, medan 30 % svarade att de insjöñsk varje månad. Endast 6 % av deltagarna i enkäten var dock kvinnor. Kvicksilverhalten i hår

var mindre än l mg/kg hos 11 de 22 fiskare mest insjöfrsk.

av som Högsta uppmätta halt var 13,5 mg/kg. Två personer hade exponerats för högre kvicksilverhalter än det WHO högsta tolerabla intaget

av vilket motsvarar 6 mg kvicksilver/kg hår.

Livsmedelsverket har gjort flera studier, särskilt hos gravida kvinnor, i syfte att mäta exponeringen för metylkvicksilver. Ca 1 200 kvinnor tillfrågades om sin frskkonsumtion Ohlander et al. 1985. Av de 900 som svarade uppgav 3 % att de insjöfrsk en gång i veckan eller oftare, medan 11 % sådan fisk l-3 gånger i månaden. Femton av storkonsumentema lämnade hårprov som visade medelhalt

en 0,8 mg kvicksilver/kg hår spridning 0,4-2,5 mg/kg, medan medelhalten hos femton kvinnor som sällan eller aldrig insjöñsk 0,4

var mg/kg. Inget värde överskred 2,5 mg/kg. I en senare undersökning

av 200 gravida kvinnor i Rönnskärsområdet var medelhalten 0,3

mg kvicksilver/kg hår. Inget värde överskred l mg/kg Oskarsson et al. 1990.

5.18.5 Gränsvärden och rekommendationer

För ñsk saluhålls gäller följande gränsvärden:

som

1,0 mg/kg: gädda, abborre, gös, lake, och stor

hälleilundra

0,5 mg/kg: övrig fisk

0,05 mg/kg: barnmat baserad fisk

Gränsvärdet för kvicksilver i abborre kommer att sänkas till

0,5 mg/kg i enlighet med gällande EU-direktiv.

Detta gränsvärde gäller även för ytterligare arter är

som

ovanliga i svensk handel.

276 Föda 1996:124

En undersökning kvicksilverhalten i saluhållen fisk ordes

av 1992-1993 Livsmedelsverket. Av de kvicksilverhotade arterna i

av Sverige uppmättes inga halter som överskred 1 mg/kg. Medelvärde för abborre och gädda fångad i insjö 0,66 respektive 0,57 mg/kg. De

var högsta halterna för dessa arter var 0,95 respektiv 0,91 mg/kg. I abborre och gädda fångad i kustvatten var halterna lägre, 0,35 respektive 0,31 mg/kg. Genomgående låga halter återfanns i bl.a. torskñsk

0,1 mg/kg. Svärdñsk och hälleflundra överskred i ett par fall

gränsvärdet 1,0 mg/kg Ohlin 1993.

En stor del den insjöfisk konsumeras i landet har

av som konsumenterna dock själva fångat. Därför har Livsmedelsverket tagit fram rekommendationer konsumtion dessa fiskarter.

om av Rekommendationema innebär i korthet att gravida, ammande och de kvinnor planerar att snart skaffa barn helt bör avstå från gädda,

som abborre, gös, lake, och stor hälleflundra, medan övriga inte bör äta sådan fisk innehåller till 1 kvicksilver per kg oftare än en

som upp mg gång i veckan. Konsumtion fisk som har högre halt kvicksilver än l

av mg/kg bör ytterligare begränsas. Kontroll kvicksilversituationen i

av insjöar och vattendrag sker kommunernas och länsstyrelsemas initiativ. Insamling data från regionala och lokala tillsyns-

av nya myndigheter för uppdatering av Naturvårdsverkets databas för kvicksilverhalter i fisk pågår för närvarande.

5.18.6 Riskbedömning

De halter metylkvicksilver kan finnas i vissa fiskarter innebär

av som att intaget sådan fisk måste begränsas för vissa grupper i befolk-

av ningen. Under fosterstadiet är känsligheten störst för metylkvicksilverinducerade skador. För att undvika dessa risker bör intaget av metylkvicksilver hållas så lågt möjligt närmast före, under och efter

som graviditeten. Det är givetvis särskilt viktigt att de grupper i befolkningen äter mycket av dessa fiskarter, dvs. yrkes- och sportfiskare

som och deras familjer, känner till detta och de kostrekommendationer som Livsmedelsverket givit ut.

En skattning exponeringsnivån i landet, utifrån de

grov av undersökningar som finns publicerade, indikerar att mindre än 5 % av befolkningen konsumerar insjöfisk gång i veckan eller oftare. Är

en kvicksilverhaltema höga i den fisk som denna grupp konsumerar blir säkerhetsmarginalen liten med tanke risken för subtila fosterskador.

I de studier gjorts metylkvicksilverexponeringen hos gravida

som av har de högsta hårhaltema varit ca 5-10 gånger lägre än de halter som

tror kan effekt fostrets nervsystem. Någon exponeringsnivå man ge

1996:124 Föda 277

där sådana effekter säkert inte uppkommer har kunnat fastställas. Därför är det av stor vikt att hålla kvicksilverexponeringen i befolkningen så låg som möjligt.

Observationer visar att ett mycket litet antal av de icke-gravida storkonsurnentema av insjöfisk överskrider det högsta tolerabla kvicksilverintaget något. Även sannolikheten att dessa individer ska

om drabbas av hälsoeffekter är liten, dvs. mindre än 5 %, vid de aktuella exponeringsnivåema, är detta inte acceptabelt.

För att sprida information till allmänheten om kostrekommendationema arbetar Livsmedelsverket med riktad information framför allt till barnmorskor och mödravårdscentraler.

5.18.7 Slutsatser

För en liten del av befolkningen är exponeringsnivån sådan att säkerhetsmarginalen är liten när det gäller hälsoeffekter av metylkvicksilver. Särskilt utsatta är foster vars mödrar konsumerar mycket fisk med höga kvicksilverhalter, och alltså inte känner till, eller nte följer, kostrekommendationema. Detta är allvarligt eftersom det inte har kunnat fastställas någon exponeringsnivå vid vilken foster inte skadas. För dessa kan alltså säkerhetsmarginalen vara obefmtlig.

För att hålla kvicksilverexponeringen så låg möjligt även hos

som storkonsumenter av insjöfisk, är det av mycket stor vikt att man på lokal och regional nivå har tillräckliga resurser att göra de undersökningar som krävs för att kunna informera yrkes- och fritidsfiskare på ett adekvat sätt om kvicksilversituationen i lokala sjöar och vattendrag.

Åtgärderhar vidtagits för att minska kvicksilverutsläppen i landet. Fortsatta ansträngningar framför allt det internationella planet är nödvändiga för att ytterligare reducera befolkningens exponering för kvicksilver.

5.18.8 Litteratur

IPCS. Environmental Health Criteria lOl. Methyhnercury. WHO, Geneve 1990.

Melin-Skeppstedt B. "Goda råd om fisk" utvärdering av Livsmedels-

verkets information till gravida och ammande. Rapport 3/94, Livsmedelsverket 1994.

278 Föda 1996:124

Naturvårdsverket. Kvicksilver i Sverige. Problem och åtgärder. Naturvårdsverket informerar, 1991.

Nilsson Andersson Håkansson H, Andersson A. Kvicksilver i insjöfisk koppling till kvicksilver och selen i mår och historiska

utsläpp. Naturvårdsverket Rapport 3593, 1989.

Ohlander E M, Ohlin Albanus, Bruce Kvicksilver i hår hos gravida som äter svensk sötvattenfisk. Vår Föda l985;37:380-96.

Ohlin B. Kvicksilverhalter i fisk i allmärma handeln. Vår Föda l993:8-9;390w397.

Oskarsson A. Goda råd om fisk. Vår Föda 1994;3: 172-81

Oskarsson Lagerkvist B Json, Ohlin Lundberg K. Mercury levels in the hair of pregnant women in a polluted area Sweden. Sci Tot Environ. 1994; 15 1:29-35.

Vår Föda. Temanummer om fisk. 1992:4.

1996:124 Föda 279

5.19 Radioaktiva ämnen

Cesium-137 m.fl.

Kritiska effekter: Cancer, fosterskador, ärftliga skador

Känsliga grupper: Inga definierade

Högexponerade

grupper: Konsumenter av insjöfisk, vilt, ren, svamp

och bär från Tjemobyldrabbade områden

Gränsvärden:

baslivsmedel: 300 Bq/kg

vilt, ren, bär,

svamp, insjöñsk: l 500 Bq/kg

Medelintag 1994,

köpta livsmedel:

hela landet: 274 Bq/år

de fem mest

drabbade länen vid

Tjemobylolyckan: 435 Bq/år

Överskridande

av

gränsvärden: Insjöfisk, vilt, ren, svamp i belastade

områden. Saluhålls vid överskridande.

5 19.1

Bakgrund

. Förorening av livsmedel med radioaktiva ämnen har i Sverige förekommit dels efter provsprängningama med kärnvapen på femtio- och sextiotalen, dels efter olyckan i kärnkraftverket i Tjernobyl 1986. I nedfallet ingick vid båda dessa tillfällen flera olika radioaktiva ämnen såsom cesium-l37, jod-131, strontium-90 och plutoniumisotoper. I nedfallet efter Tjemobyloyckan ingick också cesium-l34. Efter provsprängningama 60-talet var det framförallt cesium-l37 och strontium-90 som förorenade livsmedlen, vilka än i dag kan påvisas i vissa produkter. I nedfallet 1986 hade jod-13l stor betydelse under de första månaderna, framförallt i mjölk. Men då denna isotop har mycket kort halveringstid, ca 8 dagar, har på längre sikt cesium-l34 och cesium-l37 haft den största betydelsen på grund av deras längre

280 Föda 1996:124

halveringstider, 2 respektive 30 år. l dag, 10 efter Tjemobylolyckan finns bara cesium-137 kvar som förorening. Vid Tjemobylolyckan drabbades framförallt områden från norra Uppland och Västmanland till och med Västerbottens län av radioaktivt nedfall, varvid trakten kring Gävle och Sundsvall-Härnösand blev allra mest förorenat.

Vid båda dessa nedfallsperioder, 60-talet och 80-talet, har det framförallt varit ren och sötvattensñsk som blivit mest förorenade och i stora delar av Norrland kvarstår än i dag dessa problem, framförallt efter nedfallet från Tjernobyl.

5.19.2 Förekomst

Odlade grödor har inte ens i de mest förorenade områdena innehållit särskilt höga halter av radioaktiva föroreningar. I huvudsak har det inte heller varit problem med kött från tamdjur, utom i vissa fall där djuren betat på magra näringsfattiga områden. Detta har i första hand gällt får och getter, men också i några fall nötkreatur. Under den första tiden efter olyckan var det nödvändigt att inte låta mjölkkor beta ute i de nedfallsdrabbade områdena eftersom mjölken då riskerade att bli förorenad med jod-13l och cesium- 134 och -137, I konsumtionsmjölk från dessa områden kunde mjölken 1986 innehålla något förhöjda halter men halter i närheten av gränsvärdet 300 Bq/l förekom aldrig. Nästan lO efter olyckan innehåller mjölk mest någon Bq/ Ända

som sedan provsprängningarna 50- och 60-talen mäter Strålskyddsinstitutet kontinuerligt innehållet av cesium-137 och strontium-90 i mjölk.

Det är framförallt insjöfisk, vilt, vilda bär och än

ren, svamp som i dag kan innehålla kraftigt förhöjda halter cesium- l 37. I och vilt

av ren varierar halten kraftigt med årstiden. Under senare delen av hösten och vintern är föroreningen högst. Den biologiska halveringstiden i varmblodiga djur är relativt kort, några veckor till någon månad, vilket i kombination med ändringar i födans sammansättning och dess varierande föroreningsgrad under året, förklarar denna säsongsvariation Någon sådan variation kan inte ses hos fisk eftersom den biologiska halveringstiden är helt beroende av vattentemperatur och näringsstatus i det omgivande vattnet. Dessa egenskaper gör också att man genom att utfodra ren med icke förorenat foder och att

genom ändra slakt- respektive jakttider älg, rådjur kan ett kött

som innehåller betydligt lägre halter radioaktiva ämnen än inte

av om man vidtagit några åtgärder.

Eftersom nedfallet varierade mycket från plats till plats, även näraliggande sådana, varierar också halten i djur och fisk. Bland fisken

1996:124 Föda 281

ser man också en stor skillnad mellan arter och inom en art bl.a. beroende på ålder, i samma sjö. Höga cesiurnhalter i fisk finns framförallt i sjöar som är grunda, näringsfattiga och som har liten vattenomsättning. Ännu 1995 kunde i Gävleborgs län finna fisk

man som innehåller några 10 000-tal Bq/kg.

I de värst drabbade områdena kan älg och rådjur under höstjakten innehålla upp till några tusen Bq/kg, medan bär som regel i dag har halter lägre än l 500 Bq/kg. Vissa svamparter kan innehålla betydligt högre halter än l 500 Bq/kg, även platser utanför de mest drabbade områdena Halterna varierar kraftigt, även lokalt, men också från till år. Det diskuteras om den variation i cesiumhalt som man kan se hos i första hand rådjur mellan åren beror på tillgång av och innehåll i svamp, men detta är inte helt klarlagt.

Livsmedelsverket utförde under hösten 1994 i samarbete med Strålskyddsinstitutet s.k. matkorgsundersökningar avseende cesiurnhalten. Från 10 platser i landet inköptes prov av de 102 olika slags livsmedel som svensken, enligt Jordbruksstatistiken, i medeltal äter mer än 0,5 kg av per år. Resultaten visar att det befolkningsviktade medelvärdet för intaget i hela landet är 274 Bq/år, medan motsvarande värde för de fem nedfallsdrabbade länen är 435 Bq/år.

19.3 Hälsoeffekter

Människor som utsätts för joniserande strålning intag

genom av förorenade livsmedel riskerar att i ökad utsträckning få cancer. Om

en gravid kvinna utsätts för strålningen kan den ge upphov till skador foster. strålningen kan också ge upphov till ärftliga skador om könscellema skadas.

De sammanlagda stråldosema efter olyckan uppskattas

i Sverige ge upphov till sammanlagt ca 300 dödsfall av cancer under en femtioårsperiod. Se vidare kapitel 8.1.

5.19.4 Gränsvärden

Livsmedelsverkets har gett ut en kimgörelse med föreskrifter

om åtgärder för att begränsa intaget av radioaktiva ämnen livs-

genom medel. Där föreskrivs att halten cesium-l37 inte får överstiga 300 Bq per kilo vid saluhållande kött och köttprodukter från tamboskap,

av spannmålsprodukter, frukt utom nötter, köksväxter utom

svamp, mejeriprodukter, barnmat och havsfisk. För andra slag av livsmedel, det

282 Föda 1996:124

vill säga kött från vilt och ren, bär, svamp och sötvattensfisk gäller

gränsvärdet 1 500 Bq/kg.

Livsmedelsverket har också givit ut kostråd som är riktade till

jagar, fiskar och plockar vilda bär och svamp i stor personer som utsträckning samt till dem som äter mycket renkött, i första hand samer. Dessa kostråd rekommenderar för att den extra stråldosen ska

att man ligga under l mSv år, vilket motsvarar ett intag av föda med

per radioaktivitet sammanlagt 50 000 Bq/år, äter enligt följande rekommendationer:

livsmedel innehåller under 300 Bq/kg kan ätas utan inskränk- - som

ning,

livsmedel med en halt mellan 300 och 1 500 Bq/kg kan ätas högst -

någon gång i veckan och

livsmedel innehåller mellan 1 500 och 10 000 Bq/kg kan ätas - som

högst några gånger år. Livsmedel som innehåller mer än 10 000

per

Bq/kg bör inte konsumeras alls.

5 19.5 Litteratur

. Lindell, B. Strålrisker och Tjemobylolyckan. Vår Föda 1986;38: supplement 3.

Livsmedelsverket. Statens livsmedelsverks kungörelse med föreskrifter

åtgärder för att begränsa intaget av radioaktiva ämnen genom livsom medel. SLV FS 1987:4; med ändring SLV FS 1988: l

Möre H, Becker W, Falk Brugård-Konde Svedjemark G-A. Matkorgsundersökningen hösten 1994. Statens strålskyddsinstitut. SSI-rapport l995;22.

Rådets förordning EEG nr 737/90 om villkoren för import av jordbruksprodukter med i tredje land efter olyckan vid

ursprung kärnkraftverket i Tjernobyl. EGT nr L 82, 29.3. 1990, s samt förlängning denna: Rådets förordning EG nr 686/95. EGT nr L 71,

av 3l.3.95, s 15.

Statens strålskyddsinstitut. Nio år efter kämkraftsolyckan i Tjernobyl.. Pressinformation. 20 april 1995.

Vår Föda. Tjernobyl och våra livsmedel temanummer. 1986;38:9-10.

1996:124 Föda 283

5.20 av livsmedel

Bestrålning

Behandling av livsmedel med joniserande strålning se kapitel l kan användas som en steriliserings- och konserveringsmetod. I Sverige är dock all bestrålning livsmedel förbjuden.

av

Inom EU finns inga gemensamma regler för behandling

av livsmedel med joniserande strålning. I flera EU-länder är det tillåtet att behandla ett antal olika livsmedel, men det är i stort sett bara i Frankrike, Belgien och Nederländerna tekniken verkligen används.

som Inte heller i dessa länder är det någon särskilt stor mängd livsmedel som behandlas, totalt sett mindre än 50 000 ton i hela Europa.

Vanligast är att man tillåter att kryddor behandlas för att minska antalet bakterier i dem. Kryddor är ofta förorenade med bakterier och vid tillagning av livsmedel kan de snabbt öka i antal om inte maten tillagas och förvaras rätt. Det har förekommit flera utbrott av matförgiñning, ocksåi Sverige och Norge, orsakade mat förorenats

av som av Salmonellabakterier i kryddor.

Det finns få metoder för att sterilisera kryddor. Hittills har ctylenoxid använts, men denna metod ger upphov till arbetsmilj öproblem och lämnar rester av cancerframkallande ämnen i kryddorna och är

nu förbjuden inom hela EU.

Det förefaller inte osannolikt att Sverige inom kort kommer att tillåta bestrålning av kryddor. För andra livsmedelsgmpper bedöms inte något behov av bestrålning föreligga.

Ett livsmedel som behandlats med joniserande strålning är inte farligt att äta och blir inte radioaktivt. Man kan heller inte förbättra kvaliteten genom bestrålning. Ett redan dåligt livsmedel förblir dåligt.

Litteratur

SOU 1983:26. Bestrålning livsmedel

av

SOU 1996: 124 285

6 F örorenad mark

Problemet med förorenade markområden har uppmärksammats alltmer, såväl i Sverige som utomlands. Naturvårdsverket har nyligen presenterat ett handlingsprogram för efterbehandling av förorenade områden Naturvårdsverket 1995. Det totala antalet objekt i huvudsak nedlagda industrianläggningar men även gruvor, avfallsdeponier, sedimentbottnar etc. uppskattas till 7 000 och det långsiktiga målet är att samtliga dessa objekt ska identifieras, undersökas, klassificeras och vid behov åtgärdas, ett arbete som beräknas omfatta en 40-årsperiod. För den närmaste femårsperioden anges som målsättning bl.a. att de 200

högst prioriterade platserna, med tanke risk för påverkan

märmiska och miljö, ska vara undersökta och hälften av de platser som därefter bedöms vara i behov av efterbehandling ska vara åtgärdade. Totalt beräknas resursbehovet för femårsperioden till 4 500 miljoner kr, 2 500 miljoner kr i statliga medel.

varav EU-kommissionen har nyligen initierat ett projekt CARACAS

- Concerted Action on Risk Assessment for Contarriinated Sites med syfte att utarbeta riktlinjer och rekommendationer för riskuppskattning

förorenade områden med tanke på effekter på människa och miljö. av Arbetet kommer att bedrivas via arbetsgrupper med representanter från medlemsstaterna vars uppgift är att sammanställa och utvärdera relevanta pågående projekt och använd metodik. Resultatet kommer att föreligga under 1998 och kommer att innefatta förslag på prioriteringar inför fortsatta satsningar inom området.

Inför en klassificering av objekt och prioritering av efterbehandlingsåtgärder är det viktigt att en bedömning genomförs avseende aktuella föroreningars risker för människa och miljö. En vägledning för hur detta ska ske håller för närvarande på att utarbetas av Naturvårdsverket i samarbete med Sveriges Geologiska Undersökningar, Institutet för tillämpad rniljöforskning vid Stockholms uiiiversitet och Institutet för miljömedicin vid Karolinska institutet N aturvårdsverket 1996. Ianslutning till detta projekt pågår även ett arbete med att ta fram preliminära riktvärden för ett trettiotal ämnen och ärrmesgrupper. Vägledande i arbetet är risken för skador på människa och miljö till följd av exponering för olika ämnen i mark, såväl direkt som indirekt. Riskerna ska ses i ett långt tidsperspektiv.

286 Förorenad mark

Många förorenade områden består av sediment i sjöar, vattendrag och havsvikar. Vid sanering av sådana områden får den potentiella risk

dessa sediment utgör ofta vägas mot risken att föroreningar frisätts som och sprids. Detta kan ske vid efterbehandling i form av t.ex. muddring och deponering eller destruktion av muddermassor. Övertäckning av sedimenten plats innebär visserligen en form av inkapsling av föroreningama, men är inte någon hållbar långsiktig lösning problemet. Öveitäckning kan också vara en praktisk omöjlighet på grund av bottentopografi, vattendjup etc.

Människor kan utsättas för en direkt exponering för kemiska ämnen

förorenar mark- och vattenområden genom intag via munnen, hudsom kontakt eller inandning av avgivna ångor eller uppvirvlade partiklar. I arbeten med att ta fram riktvärden för olika ämnen i mark har de olika exponeringsvägamas kvantitativa bidrag försökt beräknas. I vissa fall har även indirekt exponering for olika ämnen via t.ex. odlade grönsaker eller fisk från förorenade vattendrag beaktats. Vilken exponeringsväg

dominerar avgörs såväl det aktuella ämnets kemiska och som av

fysikaliska tilltänkt markanvändning.

egenskaper som

Det direkta intaget av jord är högst hos små barn, som i många fall även är speciellt känsliga för påverkan. Exponeringen utomhus minskar i fuktig väderlek och vid snötäckning/frost, exponering för ämnen

men i jord sker även inomhus genom att utomhusdamm kommer in i bostaden. Vid grävarbete på ett förorenat område kan även vuxna personer riskera kortvarig men intensiv exponering.

Olika försök har gjorts att uppskatta storleken det dagliga jordintaget hos små bam. Medelvärdet för jordintaget hos barn som studerats med s.k. spåränmesmetodik har uppskattats till mellan 0,1 och 0,2 g/dag beroende vilket spåränme som användes vid uppskattningen Calabrese och Stanek, 1995. Bam med s.k. pica-beteende, dvs.

överdriven benägenhet att stoppa främmande föremål i murmen, en utgör särskilt utsatt riskgrupp. I en amerikansk studie sågs ett sådant

en fall bland 517 undersökta barn Calabrese et al, 1991. Det dagliga jordintaget hos detta barn uppskattades till mellan 5 och 13 gram. Hur stor denna grupp av bam är i Sverige är okänt.

För persistenta fettlösliga ämnen och vissa metaller som lakas ut i sjöar och vattendrag och anrikas i näringskedjoma och/eller i

tas upp växter kan intag fisk, kött och mjölk indirekta exponerings-

av vara vägar. Exponering via dricksvatten kan ske vattentäkter förorenas,

om

även genom att föroreningar tränger in via otätheter i vattenmen ledningar eller genom ledningar av plast.

Hudkontakt med jord är beroende av ålder, årstid och vistelsetiden utomhus. Hudkontakt med föroreningar i vatten kan ske vid bad, duschning, tvätt, diskning m.m.

Förorenad mark 287

F damm kan inandas och deponeras i lungorna varefter ämnen associerade till dammpartiklama kan absorberas. Flyktiga ämnen i mark kan transporteras genom marken till uteluñen eller tränga

i byggnader under jord. Flyktiga komponenter i vatten kan förångas vid t.ex. duschning och därmed inandas.

Ett stort problem vid riskuppskattningar av markföroreningar är

biotillgängligheten hos de förekommande ämnena, dvs. hur dessa löses ut från damm och jordpartiklar och i lungan, huden eller

tas upp genom

i mag-tarm-kanalen. Biotillgängligheten kan variera kraftigt mellan

olika änmen, olika förekomstformer av samma ämne och olika jordoch sedimenttyper. Under vissa omständigheter kan upptaget vara fullständigt medan andra förutsättningar, till exempel förekomst-

en arman form av samma ämne, kan innebära att endast mycket liten andel

en av föroreningsmängden tas upp. I en studie vid IMM, dåvarande SML V ahter 1987, sågst.ex. att då tre olika arsenikinnehållande jordprover

från nedlagda träimpregneiingsanläggningar testades, så var toxiciteten

högst i provet med den lägsta arsenikhalten. I en arman studie visades att ingen signifikant skillnad förelåg med avseende halterna bly

av i blod hos små barn i Stockholm och Falun, trots att markblyhaltema var väsentligt högre i Falun än i Stockholm Berglund 1994. Detta kan delvis bero skilda förekomstfonner bly, med olika biotillgänglig-

av het, i marken. I Falun härrör blyet främst från slagg och annat gruvavfall medan blyet i Stockholm företrädesvis kommer från bilavgaser. I båda fallen sågs emellertid att blodblyhalten hos barnen ökade med

ca 20 % under sornmarhalvåret, vilket tyder på att blyhalten i jord bidrog till den totala blyexponeringen hos barnen. Bidraget uppskattades till

i storleksordningen 5-10 ug/l. I inget fall sågs dock blodblyhalter över

den nivå 100 bly/liter blod där effekter på mental och motorisk

pg utveckling har påvisats gruppnivå.

-

Hur många människor som kan tänkas utsättas för hälsorisker till följd av exponering för ämnen som förorenat markområden är mycket svårt att uppskatta. Många gånger utgörs områdena av nedlagda industrianläggningar inom tätbebyggda områden varför det finns tungt vägande skäl att uppmärksamma problemet, i syrmerhet i ett längre

tidsperspektiv. Metoder för att uppskatta biotillgängligheten och

toxiciteten av olika ämnen metaller, petroleumprodukter, lösningsmedel etc. i mark i relation till halt och förekomstforrn, är viktiga

forskningsområden.

288 Förorenad mark

Litteratur

Berglund M, Fahlgren Freland M, Vahter M. Metaller i mark i Stockholms innerstad och kranskommuner förekomstfonn och

hälsorisker för bam. IMM-rapport 2/94, Institutet för miljömedicin, Karolinska institutet 1994.

Calabrese E Stanek E Resolving intertracer inconsistencies in soil ingestion estimation. Env. Health. Perspect. 103, 454-457, 1995.

Calabrese E Stanek E Gilbert C E. Evidence of soil-pica behaviour and quantiñcation of soil ingested. Human Experimental Toxicology 10, 245-249, 1991.

Naturvårdsverket. Branschkartläggningen. En översiktlig kartläggning

efterbehandlingsbehovet i Sverige. Naturvårdsverket Rapport 4393, av 1995.

Naturvårdsverket. Handlingsprogram för efterbehandling. Naturvårdsverket Rapport 4454, 1995.

Naturvårdsverket. Vägledning för översiktliga inventeringar och riskklassningar. Preliminär version. Naturvårdsverket, Sveriges Geologiska Undersökning, Institutet för tillämpad miljöforskning, Institutet för

miljömedicin, 1996.

Vahter M. Biologisk tillgänglighet och toxicitet av arsenikkontaminerad jord. SML-rapport nr 4/ 1987, Statens miljömedicinska laboratorium 1987.

SOU 1996: 124 289

7 Personlig hantering av

kemikalier

Allmänheten exponeras för kemiska ämnen vid hantering kemiska

av produkter, men också från de varor som innehåller och kemiska

avger ämnen. Den största användningen av kemikalier sker dock yrkesmässigt. Mellan 80 och 90 procent den totala användningen i antal

av produkter räknat sker i olika yrkesmässiga verksamheter. Förhållandet är likartat om man jämför hanterade volymer.

Hushållen har således tillgång till mindre än 20 procent alla

av kemiska produkter som används i samhället. Sett till antal produkter i

vanliga produktgrupper är det bara bland bilvårdsproduktema

som strömmen till hushållen ut att dominera Tabell Däremot

ser används t.ex. 90 råvarorna till textiltvätt- och sköljmedel vid

procent av produktion medel för detaljhandelsmarknaden. Även bland hushålls-

av kemikalier är den yrkesmässiga användningen ofta både till volym och

antal produkter betydligt större än hushållsanvändningen.

Tabell 7.1. Produktgrupperna med störst antal konsumenttillgängliga

Källa: Kemikalieinspektionens produktregister 1992.

i 290 Personlig hantering kemikalier SOU 1996: 124

av

l Tabell 7.2 de vanligaste ämnena konsumenter kommer i

anges som

kontakt med. Av dessa är fem lösningsmedel, tre fylhnedel/pigment, en

basolja och ett konserveringsmedel. Det vanligaste lösningsmedlet är vatten. Med vattenbaserade produkter följer oña behovet av att använda konserveringsmedel. I tabellen återfinns som sjunde när det

gäller antalet produkter vanligaste kemikalie ett konserveringsmedel.

I tabellen inte vissa konsumenttillgangliga petroleum-produlder,

anges

används i mycket stora volymer. Bensinvolymen var 1993 över 4 som miljoner och den årliga volymen eldningsolja ligger över 2,5

ton av miljoner ton.

Tabell 7.2 Kemikalier i konsumenttillgängliga produkter 1994. Kemikalieinspektionen

isotiazolon Talk 309 16 942

Avvaxad tung parafñ- 308 29 072 nisk olja Butylacetat 305 349

1987 50 % alla i Kemikalieinspektionens produktregister regist-

var av

rerade produkter hälsofarlighetsklassiñcerade, 1994 utgör de 53 % av

alla produkter. Det är antalet produkter i faroklassema måttligt hälsoskadligt och irriterande ökat, vilket förmodligen är ett resultat av

som att företagen gör bättre utvärdering av sina produkter. Om man bara

en tittar på fördelningen av antalet av de ca 15 % av produkterna som är konsumenttillgängliga är den tendensen än tydligare.

SOU 1996: 124 Personlig hantering kemikalier 291

av

De största riskerna förknippade med hantering konsument-

av produkter är sannolikt negativa effekter för miljön kemiska ämnen

pga. i varor. I ett längre perspektiv utgör spridningen i miljön många

av kemikalier också ett hot mot människors hälsa. l detta perspektiv blir även den yrkesmässiga kemikaliehanteringen av intresse för konsumen-

ter som t.ex. användningen av bekämpningsmedel och kadmiumhaltig

konstgödsel i jordbruket.

De mest framträdande direkta riskerna för hälsoeffekter

synes vara risk för akut förgiftning främst bamolycksfall samt ögonirriterande effekter och allergi.

Enligt giltinfonnationscentralens frågestatistik 1994 inkom 51 234 frågor om akuta förgiftningar. Därav rörde 32 839 frågor dvs.