Dioxiner och PCB
Bedömningen av dioxiners toxicitet har efterhand skärpts, eftersom nya
effektstudier har visat effekter vid lägre doser. WHO:s tidigare tolerabla dagliga intag (TDI) för dioxiner från 1990, 10 pg TEQ/kg kroppsvikt och dag, baserades på cancereffekter på gnagare (Ahlborg et al., 1992). En nordisk expertgrupp hade ungefär samtidigt (1988) kommit fram till ett TWI på 35 pg TEQ/kg kroppsvikt (=TDI 5 pg TEQ/kg), grundat på liknande effekter (reproduktions- och
tumöreffekter hos apa och råtta) (Ahlborg et al., 1988). I de riskbedömningar som senare har gjorts har mer känsliga effekter identifierats och för närvarande är det effekter på avkomman (reproduktionsorganens morfologi och funktion hos råtta) som anses vara den känsligaste effekten. Som en följd av detta har det tolerabla intaget sänkts och är nu motsvarande ett TDI på cirka 2 pg TEQ/kg kroppsvikt och dag (WHO: 1-4 pg TEQ/kg kroppsvikt och dag; EU-SCF 14 pg TEQ/kg kroppsvikt och vecka; JECFA 70 pg TEQ/kg kroppsvikt och månad; alla tolerabla intagsdata inkluderar både PCDD/PCDF och DL-PCBs) (van Leeuwen and Younes, 2000; SCF, 2000 and 2001; JECFA, 2002). Osäkerhetsfaktorn i SCF:s bedömning grundar sig på ett LOAEL i djurförsök (effekt på hanliga
reproduktionsparametrar på råtta), vilket omräknat till ”uppskattat dagligt humanintag” för dioxiner blir 20 pg/kg kroppsvikt. För att kompensera för skillnad i känslighet mellan individer användes faktorn 3,2 (WHO-
NOEL användes faktorn 3. Den sammanlagda osäkerhetsfaktorn blir då 9,6 (3 x 3,2) och man kommer fram till ett TDI på 2 pg TEQ/kg kroppsvikt (=TWI: 14 pg TEQ/kg).
I Storbritannien reviderades råden om fiskkonsumtion 2004 (SACN/COT, 2004). I samband med detta lät man även göra en toxikologisk bedömning av det intag av dioxiner som skulle kunna tolereras av andra konsumentgrupper än kvinnor i barnafödande ålder och flickor, dvs. en riskbedömning grundad på andra kritiska effekter än de som berör fostret/avkomman. Man använde sig av Kocibas
cancerstudie på råtta (Kociba et al. 1978) och kunde, omräknat till
kroppsbelastning och med en osäkerhetsfaktor på 9,6 (× 3,2 för att kompensera för skillnader i ackumulation av olika dioxinlika föreningar, och ×3 för att LOAEL används istället för NOEL) komma fram till ett tolerabelt intag, eller
referensintag, på 8 pg TEQ/kg kroppsvikt/dag, alltså 4 gånger högre än EU:s nuvarande TDI.
En svensk riskvärdering har nyligen genomförts där man på samma sätt som i det brittiska exemplet ovan har försökt beräkna risken med dioxinexponering för andra grupper än flickor och kvinnor i barnafödande ålder. Även i detta fall använder man sig av cancer som den känsligaste effekten, om man här bortser från in utero-effekter. Baserat på kvantitativa benchmark-modulerade data från djurförsök, och kunskapen om dioxiners effekter i epidemiologiska studier, anser författarna att exponeringsspannet 2-10 pg TEQ/kg kroppsvikt/dag representerar ett spann där cancerrisker hos människan är mycket låga eller obefintliga
(Hanberg et al., 2007).
Det finns idag inget internationellt vedertaget TDI för icke-dioxinlika PCBer beroende på att detta är en mycket komplex grupp av kemikalier med många olika kongener med olika grad av toxicitet, och där kommersiella blandningar kan innehålla mer eller mindre av olika typer av miljöföroreningar (inklusive
klorerade dibensofuraner). Inom ramen för det internationella programmet Inter- Organization Programme for the Sound Management of Chemicals (IPCS) har man dock tagit fram ett dokument där man, baserat på en rad effekter, föreslår ett TDI, eller referensdos, gällande en teknisk PCB-blandning (Aroclor 1254)
(CICAD 2000). Denna referensdos beräknas till 20 ng/kg kroppsvikt/dag, och har tagits fram med användande av en osäkerhetsfaktor på 300.
I EFSA:s bedömning av icke-dioxinlika PCBer (EFSA 2005) har man valt att inte fastställa något hälsobaserat referensvärde/TDI, eftersom tolkningen av resultat från epidemiologiska och toxikologiska studier försvåras av blandexponeringen för både dioxinlika och icke-dioxinlika PCB, och i många fall även andra ämnen. Man pekar dock på data som tyder på att exponering för icke-dioxinlika PCB, eller dessa ämnen i kombination med andra, under tidiga utvecklingsstadier kan leda till störd utveckling av exempelvis centrala nervsystemet vid en
kroppsbelastning som är endast något högre än den som kan förväntas hos den europeiska medelkonsumenten. Vissa individer exponeras dock för intag som
ligger betydligt över medelintaget och dokumentet manar därför till fortsatta strävanden för att sänka PCB-halten i livsmedel.
MeHg
Det provisoriska tolerabla veckointaget (PTWI) var fram till 2003 satt till 3,3 µg/kg kroppsvikt och vecka av WHO/FAO:s vetenskapliga expertkommitté Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives and Contaminants (JECFA) (WHO 2000). Bedömningen baserades på neurotoxiska effekter hos vuxna, men det slogs fast att PTWI inte ansågs skydda gravida kvinnor (eg. fostret) från effekter. Baserat på nya epidemiologiska studier från Färöarna och Seychellerna av effekter på barns utveckling, har JECFA reviderat riskvärderingen och anger nu ett PTWI på 1,6 µg/kg kroppsvikt och vecka (WHO 2004). Vid denna exponeringsnivå bedöms gravida kvinnor och deras foster inte riskera några neurotoxiska effekter. Amerikanska National Research Council (NRC) gjorde 2000 en bedömning av risken för effekter vid exponering under fosterstadiet baserad på studien från Färöarna (NRC 2000), som resulterade i en referensdos på 0,1 µg/kroppsvikt/dag, vilket motsvarar 0,7 µg/kg kroppsvikt och vecka.
Bedömningarna från NRC och JECFA resulterade i en högsta tolerabla exponeringsnivå på 0,7 respektive 1,6 µg/kg kroppsvikt och vecka, vilket motsvaras av en kvicksilverhalt i hår på 1,2 respektive 2,2 mg/kg. Att man i de båda bedömningarna har kommit fram till olika slutsatser beror främst på att man använt olika stora osäkerhetsfaktorer. NRC har lagt till en extra osäkerhetsfaktor för att ta hänsyn till indikationerna på hjärt- och kärlrelaterade och
immunotoxikologiska effekter. JECFA har under 2006 utrett om nuvarande PTWI ska omfatta även andra än gravida kvinnor, dvs barn och äldre personer, i
befolkningen. För vuxna personer bedömer man att exponeringen kan vara i storleksordningen två gånger högre än PTWI, förutom för kvinnor i barnafödande ålder, utan att man behöver befara hälsoeffekter (WHO 2006). För barn upp till ungefär 17 års ålder antar man att känsligheten inte är större än hos foster, men man kan inte utesluta att känsligheten är större än hos vuxna, varför PTWI rekommenderas även för denna åldersgrupp.
JECFA:s PTWI har beräknats utifrån de exponeringsnivåer där man inte har sett några effekter i Seychell- och Färöstudierna. På Seychellerna sågs inga effekter hos barnen vid en hårhalt på 15,3 mg/kg hos modern under graviditeten, medan det från Färöarna rapporteras en s.k. benchmarkdos på 12 mg/kg. Medelvärdet för dessa två studier är 14 mg/kg, vilket har använts vid beräkningen av PTWI (WHO 2004).