EXPONERING VID PUNKTKÄLLOR

Beräkningar av humanexponering vid punktkällor inkluderar ofta flertalet av de exponeringsvägar som redovisats ovan. Exponering kan predikteras med hjälp av matematiska exponeringsmodeller som bygger på empiriska samband. Dessa modeller kräver att en rad mer eller mindre grova antaganden görs kring de parametrar som ingår i modellen vilket medför en viss grad av osäkerhet i uppskatt- ningen. Ett annat sätt är att mäta dioxinhalter i människor för att utröna om de halter och mönster som uppmätts kan tyda på en påverkan från omgivningen.

Paustenbach et al. (1997b) jämförde faktiskt upptag av TCDD i människor med upptag som beräknats genom en standardiserad riskbedömningsmodell av US EPA samt beräkningar med platsspecifika data (tabell 5). Det faktiska upptaget uppskattades genom att relatera invånarnas halt i blodet till en tidigare exponering. Resultatet visade att de konservativa antaganden som gjordes i US EPA:s beräkningsmodell medförde en grov överskattning av den faktiska exponeringen med minst en faktor 5.

Genom att använda platsspecifika värden minskade graden av överskattning till 2-3 gånger över den faktiska exponeringen.

Tabell 5. Parametrar som användes för att jämföra faktiskt upptag av TCDD i människor med beräknat upptag. Värden i fet stil motsvarar US EPA:s modellerade värden (Paustenbach et al. 1997b).

Exponerings- Barn Vuxna parametrar Hög Låg Hög Mellan Låg TCDD konc. i blod 1982 (ppt) 42 15 47 32 14 TCDD i jord (ppb) 30 1,5 30 12 2,5 731 1000 291 291 230 2 Exponerad hudarea (cm ) 2000 2000 5800 5800 5800 35 10 10 10 10 Intag av jord och hushålls-

damm (mg/dag) 200 200 50 50 50 3_{/dag) 10 10 20 20 20} Inhalering (m Absorptionsfaktor för jord (mg/cm2₎ 0,001 0,001 0,001 0,001 0,001 Biotillgänglighet i jord: -hudkontakt 0,03 0,03 0,03 0,03 0,03 0,43 0,43 0,43 0,43 0,43 -intag 1 1 1 1 1 -inhalering 1 1 1 1 1 Exponeringsfrekvens (da- gar/år) 365 365 365 365 365 Exponeringstid (år) 3 6 6 12 15 17,6 21,3 92 50 58,4 Kroppsvikt (kg) 15 15 70 70 70

Undersökningen visade alltså alltför grova antaganden överskattar den beräknade exponeringen. Detta gäller i synnerhet när osäkerhet och kunskapsluckor kring mekanismer som styr spridning och upptag påverkar styrande parametervärden i beräkningsmodeller också med syfte att ge en god säkerhetsmarginal för att garantera ett ”tryggt” utfall. Sannolikt innebär detta att ju fler antaganden som måste göras i brist på tillräckligt kunskapsmaterial desto längre från verkligheten kommer modellens utfall att befinna sig. Genom att använda sig av probabilistiska modelleringar kan osäkerheten i parametrarna tas med i beaktande (se t.ex. NV, 2006 och Copeland et al. 1993).

Copeland et al. (1993) jämförde två olika metoder att uppskatta cancerrisken för boende nära en f.d. träimpregneringsanläggning i USA. Den ena metoden var baserad på diskreta värden (punkt- skattningar) för exponeringsparametrar enligt det traditio- nella tillvägagångssättet som används i många riskbedömningsmodeller. Den andra metoden innebar att statistiska intervall användes för att sätta parametervärden, vilket medför att man tar hänsyn till den variation som föreligger (s.k. Monte Carlo

simulering). Resultaten visade att den traditionella metoden överskattade cancerrisken för en livstids exponering med ett värde som var 70 gånger högre än den 95:e percenti- len med Monte Carlo metoden. Den 95:e percentilen innebar en cancerrisk på 1,2 * 10-7 vilket var ca 100 gånger lägre än risken från bakgrundsexponering. Exponering av OCDD/Fs bidrog med nära 50 % av risken. Den totala TEQ-koncentrationen i marken

och sediment på platsen var 6-5 400 ng/kg, där OCDD/Fs utgjorde 10-61 % av den totala mängden dioxiner.

Vid en annan studie av en träimpregneringsanläggning i USA, där både kreosot och PCP använts för att behandla virke under mer än 70 år, undersöktes jord,

sediment, hushållsdamm och blod från invånare nära anläggningen med avseende på dioxiner (Dahlgren et al. 2003a). Jordprover hade förhöjda halter (7 600- 1 100 ng TEQ/kg) och sediment (från ej detekterbart till 9 900 ng TEQ/ kg). Intag av jord bedömdes som en väsentliga exponeringsväg då barn nyttjade området som lekplats. Avtorkning av köksytor i närbelägna hem visade förhöjda halter av framförallt OCDD/F med en medelhalt på 10,27 ng/m2. Den högsta halten motsvarade 3,9 ng/kg eller 0,38 ng TEQ/kg. Dammet filtrerades genom ett filter vars partikelstorlek låg under den gräns som anses vara inhalerbar (< 10µm). Eftersom industriområdet användes som lekplats för barn ökar spridningsrisken av jord och små partiklar till hemmet vilket kan ge upphov till kontaminerat damm och ökar exponeringsrisken i hemmet. Blod- proverna visade att dioxinhalterna var förhöjda för framförallt hexa-oktaklorerade kongener. Dessa halter var 1,3-2,6 gånger högre än hos en allmän population i Dallas. Medelvärdet i blod från invånarna nära anläggningen var 26,6 pg TEQ/g jämfört med 18,2 pg TEQ/g i Dallas-gruppen. De som bodde i anläggningens närområde uppvisade även tecken på neurologiska åkommor och förändringar i immunförsvaret jämfört med en kontrollgrupp (Dahlgren et al. 2003b). Författarna ansåg att en långvarig exponering för låga halter av PCP, som användes som impregneringsmedel fram till 1974, kunde vara en bidragande orsak till dessa negativa hälsoeffekter.

Halterna av dioxiner i jord, ägg och i blod från invånare nära en äldre avfalls- förbränningsanläggning i Frankrike undersöktes av Pirard et al. (2005) för att avgöra om anläggningen påverkade människor och miljö. Resultaten visade att både halterna i jord och ägg var tydligt förhöjda i jämförelse med ett kontrollområde. Innehållet av dioxiner i ägg var i de flesta fall tydligt korrelerade till halterna i jorden och var så förhöjda att konsumtion av äggen kunde påverka det dagliga intaget av dioxiner betydligt jämfört med den allmänna populationen i Frankrike. Halterna i blod (40 pg TEQ/g fett) motsvarade halterna som uppmättes i en population i Belgien, vilken hade exponerats på ett liknande sätt, och som hade förhöjda halter jämfört med den allmänna populationen i Belgien (23 pg TEQ/g lipid).

En liknande undersökning utfördes vid en nybyggd förbränningsanläggning för farligt avfall i Spanien (Ferré-Huguet et al. 2006). De exponeringsvägar som beaktades var direkt exponering genom inhalering, hudkontakt med jord och damm och intag av jord, samt indirekt exponering genom intag av livsmedel. Ingen signifikant skillnad i halter av dioxiner i jord eller växter märktes före eller efter uppstarten av anläggningen. Däremot var undersökningsområdet påverkat av andra källor eftersom halterna i jorden ökade successivt med ökande avstånd till anläggningen (0,6 ng I-TEQ/kg TS vid 500 m och 1,3 ng I-TEQ/kg TS vid >4 000 m). Exponeringen av vuxna beräknades till 6,8*10- 6 _{ng I-TEQ/kg/dag för invånare 500 m från anläggningen och till 7,2*10}-6 _{ng I-}

TEQ/kg/dag för innevånare mer än 4 000 m från anläggningen. Inhalering var den mest kritiska exponeringsvägen vid direkt exponering och utgjorde 92 respektive 86 % av denna vid ovanstående scenario. För barn ökade betydelsen av exponering via intag av jord. Denna exponeringsväg bidrog med ca 11 och 15 % på 500 och > 4 000 m avstånd.

Direkt exponering utgjorde endast 0,6-0,8 % av den totala exponeringen för vuxna och 0,1-0,3 % för barn. Cancerrisken beräknades till 12 fall per år i en population på 1 miljon med en livstid på 70 år. Riskerna för de närboende bedömdes som minimal eftersom det var livsmedelsintaget som styrde exponeringen och påverkan från stads- kärnan var större än den från anläggningen. Rökgasen från anläggningen innehöll 0,009-0,036 (medel 0,025) ng I-TEQ/m3 och den beräknade luftkoncentrationen i luften 500 m från anläggningen var 4,75*10-5 ng I-TEQ/m3.