Screening av dioxiner och dioxinlika ämnen i bröstmjölk, fet fisk och annan mat

(1)

Screening av dioxiner och dioxinlika ämnen i bröstmjölk, fet fisk och annan mat

Halter av polyklorerade naftalener (PCN), bromerade dioxiner och furaner (PBDD/F), klorerade dibensotiofener samt klorerade dioxiner och dioxin-lika PCB

Peter Haglund, Umeå universitet Per Liljelind, Umeå universitet Sture Bergek, Umeå universitet

Umeå 2014-08-19

(2)

(3)

Sammanfattning

Syftet med studien var att studera människans exponering för polybromerade dibenso-p- dioxiner och dibensofuraner (PBDD/F), polyklorerade naftalener (PCN) och polyklorerade dibenso-tiofener (PCDT) och avgöra i vilken mån denna exponering kan hänföras till föda. Ett annat syfte var att undersöka om den sammanlagda belastningen av denna typ av ämnen har ökat eller minskat över tid. Dessutom skulle en uppskattning göras av hur stor andel av dioxinreceptoraktiviteten som kan förklaras av PBDD/F, PCN, PCDT samt polyklorerade dibenso-p-dioxiner och dibensofuraner (PCDD/F) och dioxinlika PCBer.

Förekomsten av dessa ämnen har undersökts i bröstmjölk insamlad mellan 1997 och 2011, ett antal individuella bröstmjölksprover (för att få en bättre uppfattning om den individuella haltvariationen), matkorgsprover samt vildfångad respektive odlad fisk. Halterna har sedan jämförts med motsvarande för PCDD/F och dioxinlika PCBer. De senare består av PCBer som har ett klor i de sk. orto-positionerna (mono-orto PCB; mo-PCB) eller saknar klor i dessa positioner (non-orto PCB; no-PCB). Den totala dioxinlika toxiciteten (TEQ) beräknades sedan teoretiskt och jämfördes med uppmätta värden från en biotest (DR CALUX).

Totalhalten av PCN var relativt hög i modersmjölk, ca 10% av totalhalten av de dioxinlika PCB (dl-PCB). PBDD/F detekterades bara i något enstaka modersmjölksprov och PCDT

detekterades inte alls. Vidare var halterna av PCN i princip konstanta över studieperioden (1997-2011) medan dioxinlika PCB och PCDD/F minskade över tid.

PCDD/F stod för den största andelen av TEQ (ca 55%) följt av no-PCB (ca 40%) och mo-PCB (3,9 – 5,6%) och PCN (1,2 – 3,0%). PBDD/F återfanns bara över detektionsgränsen i ett prov från 2010 (1,6% av TEQ).

TEQ-värden från CALUX-testet stämde mycket väl överens med TEQ-värden beräknade från resultat från kemiska analyser, vilket kan tolkas som att PCDD/F, no-PCB, mo-PCB och PCN bidrar mest till CALUX-TEQ responsen och att övriga dioxin-lika ämnen i proverna står för ett litet bidrag.

Den individuella variationen var liknande för samtliga föroreningsgrupper. Totalhalterna av PCN varierade 6,7 gånger (relativ standardavvikelse, RSD 38%), dl-PCB varierade 4,8 gånger (RSD 51%), och PCDD/F varierade 3,1 gånger (RSD 40%).

Total- och TEQ-halterna av de dioxinlika ämnena i fet vildfångad fisk följde samma mönster som mjölkproverna med högst halt av dl-PCB följt av PCN, PCDD/F, PBDD/F och PCDT.

PBDD/F kunde dock kvantifieras i fler prover (4 av 11) och högst halt, 0,18 pg TEQ/g, uppmättes i sill från Västkusten (vilket motsvarar 14% av total-TEQ). Bidraget från PCN var relativt konstant på ca. 1,5%.

Fiskdelen av matkorgen innehöll mest föroreningar följt av kött- och mejeriprodukter samt ägg.

De ämnesgrupper som dominerade var dl-PCB och PCN. Dioxinlika PCB förekom i högre halter i fisk medan PCN förekom i högre halter i övriga varugrupper. Något oväntat påträffades PBDD/F i kött- och mejeriprodukter (från ICA) men inte i fisk/fiskprodukter. PBDD/F bidrog med 20% till total-TEQ i kött/köttprodukter och med 6,5% i mejeriprodukter (från en av två leverantörer). Bidragen från PCN var relativt konstant på 1% till 2,5%, dvs ungefär som det för mo-PCB (0,5-4,4%).

(4)

Bakgrund

Polybromerade dibensodioxiner (PBDD) och dibensofuraner (PBDF)

PBDD och PBDF bildas främst vid förbränningsprocesser men vissa PBDD-kongener tycks också produceras av makroalger och cyanobakterier. Ämnesgrupperna har samma toxikolo- giska egenskaper som deras klorerade motsvarigheter dvs. de binder till dioxinreceptorn (även kallad Ah-receptorn) och orsakar bl.a. induktion av avgiftningsenzymet EROD..

Under 2008-2009 genomförde IVL tillsammans med Umeå universitet en screening avseende oavsiktligt bildade ämnen (avtal nr 219 0804). Syftet med denna screening var att bestämma koncentrationer av ett antal ofrivilligt producerade organiska ämnen i ett den svenska miljön.

Ytterligare mål var att påvisa möjliga källor och viktiga transportvägar. I screeningstudien ingick både PBDD och PBDF.

Resultaten av screeningen visade att halterna av PBDD vanligen var under detektionsgränsen, medan PBDF var frekvent förekommande i samtliga matriser. En typ av PBDF, OBDF, uppmättes i samtliga prover och förekom i liknande koncentrationer som PCBer i luft, deposition, sediment och jord. Halterna av PBDF i luft varierade mycket i tid och rum vilket tyder på att långväga lufttransport från speciella källregioner kan förekomma. Vidare

indikerade resultaten att en diffus spridning förekom i den urbana miljön, dock erhölls inget tydligt samband med utsläpp från trafik.

I en pågående uppföljande studie (avtal nr 219 1102) är syftet att ytterligare kartlägga halterna av PBDF i den svenska miljön samt i modersmjölk. Studien inriktas på att identifiera källor och spridningsvägar av PBDF i miljön genom att mäta PBDF i bland annat luft, deposition,

dagvatten, vatten, slam och damm. Dessutom görs en kompletterande analys av PBDD/F i bröstmjölk i individuella prover från 2011.

Polyklorerade naftalener (PCN)

Polyklorerade naftalener (PCN) är en ämnesgrupp som består av ett 70-tal kongener. De är bedömda som persistenta, bioackumulerbara och toxiska (PBT) eller mycket persistenta och mycket bioackumularbara (vPvB) ämnen, lite beroende på antal klor (persistens och

bioackumulerbarhet ökar med kloreringsgraden).

Vissa PCN är strukturellt lika TCDD (PCN med klor i de laterala 2, 3, 6, och 7-positionerna) och dessa kan binda till dioxin- (Ah-) receptorn och är EROD- inducerande (Hanberg 1990, Blankenship 2000, Villeneuve 2000) varför toxiska dioxin-ekvivalenter (TEQ) kan beräknas mha. relativa potensvärden (Appendix 1, höger kolumn) och jämföras med motsvarande värden för PCDD/F (van der Berg 2013).

PCN har tidigare använts i bl.a. produkter för isolering av elektriska kablar, impregnerings- medel för trä, plast- och gummitillsatser, i smörjmedel, som bekämpningsmedel etc.

Ämnesgruppen kan också bildas oavsiktligt genom förbränning, och detta tillsammans med läckage från t ex deponier och förorenade områden står för den diffusa spridning som sker till miljön, vilket troligen är ett större problem än aktiv användning.

I den studie som genomfördes under 2010 års screening (avtal nr 219 1005) gjordes mätningar av PCN i olika matriser i miljön (luft, sediment, vatten, biota, slam och mark) både i

bakgrundsområden och i påverkade områden. PCN hittades i alla prover som analyserades.

Halterna undersöktes också i fyra individuella bröstmjölksprover. Bröstmjölk befanns innehålla betydande halter av PCN.

(5)

Polyklorerade dibensotiofener (PCDT)

PCDT är svavelanaloger till dioxiner och furaner och bildas vid samma processer som dioxiner, främst ofullständig förbränning. Även PCDT screenades i den undersökning som genomfördes 2008-2009. PCDT förekom i de flesta abiotiska prov men enbart i ett biotaprov. Trafik och långväga lufttransport identifierades som troliga källor. Troligen är PCDT av mindre betydelse jämfört med de ovannämnda ämnesgrupperna med tanke på biologisk potens och de

koncentrationer som uppmättes vid denna screening.

Syfte

I föreliggande studie kommer förekomsten av PBDD, PBDF, PCN och PCDT att undersökas i bröstmjölk, matkorgsprover samt i vildfångad respektive odlad fisk. Förekomsten i bröstmjölk av den totala halten av ämnen som binder till dioxinreceptorn kommer också att undersökas med en in vitro metod (DR CALUX). Bröstmjölksproverna kommer från 10 år mellan 1997 och 2011. Syftet med studien är att studera människans exponering för dessa ämnen och i vilken mån denna exponering kan tänkas härröra från föda. Ett annat syfte är att undersöka om den sammanlagda belastningen av denna typ av ämnen har ökat eller minskat sedan 1997.

Dessutom ska man uppskatta hur stor del av dioxinreceptoraktiviteten som kan förklaras av förekomsten av PBDD, PBDF, PCN, PCDT samt klorerade dioxiner och furaner (PCDD/F) och dioxinlika PCBer.

Inom studien kommer också kompletterande analyser att göras av individuella bröstmjölks- prover för att få en bättre uppfattning om den individuella variationen av halterna av dessa ämnesgrupper.

Projektadministration och samordning

Arbetet har letts av Umeå universitet. Projektledaren har ansvarat för samordning mellan olika aktörer samt kontakter med Naturvårdsverket och Livsmedelsverket.

Följande personer har deltagit i projektet:

UmU Peter Haglund, Professor, projektledare UmU Per Liljelind, Fil. Dr., Laboratoriechef UmU Sture Bergek, Fil. Kand. Kemi, 1:e Fo. Ing.

Kontaktpersoner på Livsmedelsverket:

Sanna Lignell Marie Aune

Kontaktpersoner på Naturvårdsverket:

Maria Linderoth Britta Hedlund

(6)

Omfattning

Undersökningen har genomförts enligt den plan som presenteras nedan. Planen har tagits fram i samråd med Naturvårdsverket och Livsmedelsverket.

Mätprogram

Provmatris PCDD/F + dl-PCB

PBDD/F PCN PCDT CALUX

10 individuella bröstmjölksprover

(x) (x) x x

10 poolade bröstmjölksprover x x x x x

8 matkorgsprover (x) x x x

7 homogenat av östkust- strömming resp västkustsill

x x x x

4 homogenat av vildfångad resp odlad lax

x x x x

(x) mäts inom ramen för andra undersökningar.

Kommentarer till mätprogrammet

Individuella bröstmjölksprover: De individuella bröstmjölksproverna, insamlade från förstföderskor i Uppsala 2011, har analyserats m.a.p. innehåll av PBDD/F och PCDD/F +dlPCB i enlighet med avtalet 219 11 02 och dessutom kompletterats med PCN och PCDT i detta projekt.

Poolade bröstmjölksprover: Livsmedelsverket levererade poolade prover från förstföderskor i Uppsala län, insamlade år 1997, 1998, 2000, 2002, 2004, 2006, 2007, 2009, 2010 och 2011 (Lignell et al. 2012). Provvolymen varierade mellan 60 ml och 80 ml. I årspoolerna från 1997 och 1998 ingick mjölk från 69 respektive 90 individer, medan årspoolerna från 2000-2011 innehöll mjölk från 29-31 individer vardera. Poolerna upparbetades och splittades sedan för parallell kemisk analys och DR-CALUX analys.

Matkorgsprover: Prover från Livsmedelsverkets matkorgsundersökning 2010. Innehållet i de tolv matkorgar som sattes samman inom matkorgsundersökningen utgick från Jordbruksverkets statistik för per-capita försäljning av olika livsmedel i Sverige och speglar en teoretisk

genomsnittskonsumtion (Livsmedelsverket 2012). Förekomsten av ovanstående ämnesgrupper har analyseras i fyra relevanta matkorgar: kött/köttprodukter, fisk/ fiskprodukter,

mejeriprodukter och ägg. Två prover från respektive matkorg analyserades (från Coop respektive ICA, normalpris).

Sill/strömming: Poolade strömming/sill-prov från Livsmedelsverkets undersökningar av fisk från 2010 (14-28 individer per prov). Två prov per bassäng (höst + vår) från Egentliga Östersjön, Bottenhavet, Bottenviken samt ett prov från Västkusten (höst). Medelvikten för strömmingen/sillen i respektive prov var 36-71 g.

Lax: Ett homogenat från odlad fisk och tre poolade prov av vildfångad lax från Egentliga Östersjön, Bottenviken samt Bottenhavet (3-5 individer per prov). Medelvikten för den vildfångade laxen i respektive prov var 8,3-10,6 kg.

(7)

Ingående ämnen PBDD/F

Tolv 2,3,7,8-substituerade dioxiner och dibensofuraner (PBDD/F) för vilka det finns kommersiellt tillgängliga standarder samt summahalter av mono- till okta-BDD/F.

PCN

Summahalter av mono- till okta-CN samt en rad individuella PCN kongener, med fokus på penta- till heptaklornaftalener med potentiell dioxinlik effekt.

PCDT

2,3,7,8-tetraklordibensotiofen och summahalter av mono- till oktaklordibensotiofener.

Referensämnen

Polyklorerade dioxiner, dibensofuraner och bifenyler (PCDD/F, dl-PCB).

Kemiska analyser

De aktuella föroreningarna följer med de klorerade dioxinerna under extraktion och

provupparbetning. Den instrumentella analysen utfördes med hjälp av gaskromatografi och högupplöstande masspektrometri (GC-HRMS; min 10 000 upplösning).

UmU är ackrediterad för analys av PCDD/F och dl-PCB och samma principer för analys och kvalitetssäkring användes för övriga ämnen. Proverna extraherades med organiskt

lösningsmedel, fetthalten bestämdes gravimetriskt, varefter upprening (fetteliminering) skedde på flerlagerskolonn fylld med silika och syra/bas-modifierad silika. Slutligen fraktionerades föroreningarna m.a.p. planaritet på en kolkolonn. Tre fraktioner uppsamlades 1) tvättfraktion, 2) mono-orto PCB och 3) plana aromater inkl. plana-PCB, PCDD/F, PBDD/F, PCDT och PCN.

PBDD/F

Mätområde: 0.5 – 100000 pg/komponent per prov.

Mätosäkerhet: +/- 30% för 2,3,7,8-PBDD/F för vilka det finns standarder.

Övriga kan skilja upp till en faktor 2 från faktisk halt pga.

skillnader i masspektrometrisk respons.

Referens till metod: Haglund, P et al (2007), Söderström, G; Marklund, S (2004).

PCDT

Mätosäkerhet: +/- 30 % för 2,3,7,8-tetraklordibensotiofen. Övriga kan skilja upp till en faktor 2 pga skillnader i masspektrometrisk respons.

Referens till metod: Metoden beskriven i NV-screening rapport (Haglund, 2006).

PCN

Mätosäkerhet: +/- 30 % för den ämnen 2,3,7,8-tetraklordibensotiofen för vilka det finns standarder. Övriga kan skilja upp till en faktor 2 från faktisk halt pga. skillnader i masspektrometrisk respons.

Referens till metod: Jansson, S. et al (2008).

De instrumentella detektionsgränserna (LOD) varierar inom respektive ämnesklass med lägre respons för höghalogenerade ämnen. Generellt skiljer det 3-5 gånger, men för OBDF kan skillnaden bli upp till 10 gånger pga. debromering i GC systemet.

(8)

Bioanalys med CALUX teknik

Den totala halten av dioxin-TEQ i respektive prov bestämmdes av RIKILT, Holland (kontaktperson Ron Hoogenboom).

Extraherat fett (0,25 g) löstes upp i hexan/eter (97/3, vol/vol). Provet filtrerades mha. 30 mL hexan/eter genom en kolonn fylld med 10 g 33% svavelsyraimpregnerad silika. Fettet

hydrolyserade och fastnade i kolonnen medan de persistenta miljögifterna passerade igenom.

Extrakten torkades och dunstades in i ett biokompatibelt lösningsmedel (DMSO). Parallellt med proverna analyserades ett spikat smörfett.

Extrakten späddes med cellmedia (oMEM) före exponering av genmodifierade leverceller från råtta (H4IIE). Dessa celler har en stabilt inkorporerad gen från eldfluga som gör att de lyser upp då dioxiner och dioxin-lika ämnen binder till dioxin (Ah-) receptorn.

Cellerna läts växa så att de helt täckte botten på 48-håls odlingsplattor och 0,25 mL av

provextrakt, TCDD-standarder och kvalitetsprover tillsattes. Alla tester gjordes i triplikat. Efter 24 timmar tvättades plattorna med buffert (PBS) och lyserades. Detektion skedde mha en luminomter som automatiskt tillsatte substrat (Luciferin). Kvantifiering skedde mha en TCDD standardkurva.

Kvalitetssäkring av kemisk analys

För att säkerhetsställa att en korrekt koncentration rapporteras ställdes följande krav på analyserna:

 En internstandard ska ha så lika kemiska och fysikaliska egenskaper som möjligt som de föreningar som ska analyseras. I projektet användes kol-13 isotoper.

 För varje substans upprättas en kalibreringskurva för att få kontroll över det linjära området. Alla prover som analyseras justeras så att koncentrationerna för respektive substans faller inom det linjära området.

 För identifiering av de aktuella substanserna gäller att föreningarna ska ha identiska retentionstider som referensstandarderna.

 Kvoten för två joner inom molekyljon-klustet skall vara inom +/- 15 % (enligt SS/EN 1948:3).

 För varje provserie upparbetas och analyseras ett antal så kallade labblankar, dvs. ett prov bestående av enbart lösningsmedel som behandlas pss. som de riktiga proverna för att kontrollera eventuell bakgrundskontaminering från lösningsmedel, labutrustning och instrument.

 All glasutrustning är diskad och bränd i ugn vid 400 ºC. Lösningsmedel som används är av högsta kvalitet m a p renhet.

 Återvinningen av internstandarderna beräknas kontinuerligt för att kontrollera att metoden har fungerat (acceptabla gränser är 50-120% enligt SS/EN 1948:3).

 Laboratoriet medverkar årligen i en interkalibrering för PCDD/F och dioxinlika PCB i biologiska prover inom ramen för det sk. FOOD programmet.

(9)

Resultat

Tidstrender i bröstmjölk

Halterna av PCDD/F och dl-PCB minskar över tid i bröstmjölk (Tabell 1) med en ungerfärlig halveringstid på 10 år för PCDD/F och PCB (Figur 1). Halterna av PCN var i princip

oförändrade under den studerade tidsperioden. Minskningstakten för PCDD/F och dl-PCB stämmer väl överens med data från den nationella hälsorelaterade miljöövervakningen (Lignell et al. 2012).

Tabell 1. Totalhalter av dioxinlika ämnen i modersmjölk i pg/g färskvikt.

Totalhalterna av dl-PCB var ca 10 gånger högre än totalhalterna av PCN som i sin tur var mer än 10 gånger högre än PCDD/F halterna (Tabell 1 och Figur 1). Till skillnad mot tidigare studier detekterades bara spår av PBDF i bröstmjölk från ett år. En noggrann undersökning av orsakerna indikerar att spår av bromerade difenyletrar (PBDE) påverkat tidigare analyser av högbromerade PBDF och orsakat artifakter. En högre kromatografisk och masspektrometrisk upplösning användes i nuvarande studie vilket eliminerade dessa.

Figur 1. Tidstrender för dixiner och dioxin-lika ämnen i modersmjölk.

0,01 0,1 1 10 100

1997 1998 2000 2002 2006 2007 2009 2010 2011 Halt (ng/g fett)

Provtagningsår

Sum PCDD/F Sum WHO-PCB Sum PBDD/F Sum PCN Sum PCDT Ämnes-

klass

1997 1998 2000 2002 2006 2007 2009 2010 2011

PCDD/F 4,3 3,9 4,6 2,9 2,4 2,3 2,4 1,7 1,8

dl-PCB 920 770 680 550 470 430 380 300 390

PBDD/F n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. 0.36 n.d.

PCN 130 120 130 130 130 150 140 120 110

PCDT n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d.

(10)

När halterna av de olika Ah-receptorbindnade föreningarna konverterades till TEQ (Tabell 2) förändrades förhållanderna mellan grupperna (Tabell 3). PCDD/F bidrog med ca 55% till summa-TEQ, no-PCB med ca 40% och mo-PCB med 3,9 till 5,6%. PCN bidrog med 1,2 till 3,0% vilket motsvarar 24 – 55% av mo-PCB bidragen. PBDD/F bidrog med 1,6% i provet från 2010.

TEQ bidragen var relativt konstanta över tid (Tabell 3). Möjligen kan skönjas en liten ökning av bidraget från PCDD/F och en liten minskning av bidraget från no-PCB och mo-PCB.

Normalt beräknades TEQ bara för detekterade ämnen - även om andra kan förekomma men under detektionsgränsen. Det fanns dock en bakgrund av PBDF i blankproverna som påverkade kvantifieringsgränserna (LOQ). Om man inkluderar ½ LOQ vid TEQ-beräkning visar det sig att man inte kan utesluta ett bidrag från PBDD/F (Tabell 4).

Tabell 2. Halter av toxiska ekvivalenter (TEQ) i pg/g färskvikt.

Ämnes-klass 1997 1998 2000 2002 2006 2007 2009 2010 2011

PCDD/F 0,25 0,25 0,30 0,23 0,17 0,14 0,16 0,12 0,16

no-PCB 0,20 0,19 0,17 0,14 0,11 0,10 0,11 0,087 0,097

mo-PCB 0,027 0,023 0,020 0,016 0,014 0,013 0,011 0,0088 0,012

PBDD/F n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. 0,0036 n.d.

PBDD/F (inkl

½ LOQ)

0,065 0,065 0,065 0,065 0,065 0,065 0,065 0,069 0,065 PCN 0,015 0,0089 0,0064 0,0065 0,0051 0,0031 0,0040 0,0048 0,0075

Tabell 3. Relativa halter av toxiska ekvivalenter (TEQ).

Ämnes-klass 1997 1998 2000 2002 2006 2007 2009 2010 2011

PCDD/F 50% 52% 60% 58% 56% 55% 56% 54% 58%

no-PCB 41% 41% 35% 36% 37% 39% 38% 38% 35%

mo-PCB 5,5% 4,8% 4,1% 4,1% 4,6% 4,9% 4,0% 3,9% 4,2%

PBDD/F n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. 1.6% n.d.

PCN 3,0% 1,9% 1,3% 1,6% 1,7% 1,2% 1,4% 2,1% 2,7%

Tabell 4. Relativa halter av toxiska ekvivalenter (TEQ) inkl. teoretiskt bidrag från bakgrund (halva kvantifieringsgränsen medräknad; 0,5×LOQ).

Ämnes-klass 1997 1998 2000 2002 2006 2007 2009 2010 2011

PCDD/F 45% 46% 53% 50% 47% 44% 46% 42% 47%

no-PCB 36% 36% 31% 31% 31% 31% 31% 29% 28%

mo-PCB 4,9% 4,3% 3,6% 3,5% 3,8% 3,9% 3,2% 3,0% 3,4%

PBDD/F (inkl

½ LOQ)

12% 12% 11% 14% 17% 20% 18% 23% 19%

(11)

PCN 2,7% 1,6% 1,1% 1,4% 1,4% 0,9% 1,1% 1,6% 2,2%

Individuell variation

Slutsatserna som kan dras avseende individuella variationen i halter av föroreningar begränsas av att endast 10 prover analyserades. Den individuella variationen var liknande för samtliga föroreningsgrupper (Tabell 5). Totalhalterna av dl-PCB varierade 5.5 gånger (120 till 660 pg/g färskvikt) med en relativ standardavvikelse (RSD) på 51%, summa-PCN varierade 6,7 gånger (27 till 180 pg/g) med en RSD på 38% och summa-PCDD/F varierade 3,1 gånger (1,2 till 3,7 pg/g) med en RSD på 40%.

Tabell 5. Totalhalter i individuella modersmjölksprover (pg/g färskvikt).

Variationen var lika stor då halterna uttrycktes på fettviktsbasis (Tabell 6). Totalhalterna av dl- PCB varierade 4,3 gånger (5,1 till 22 ng/g fett) med en relativ standardavvikelse (RSD) på 48%, summa-PCN varierade 9,1 gånger (0,90 till 8,2 ng/g) med en RSD på 51% och summa- PCDD/F varierade 3,2 gånger (1,2 till 3,7 pg/g) med en RSD på 36%.

Tabell 6. Totalhalter i individuella modersmjölksprover (ng/g fett).

Variationen i TEQ-halter var av samma storleksordning. Summa-TEQ varierade 5,4 gånger (RSD 59%) för mo-PCB, 4,7 gånger (RSD 52%) för no-PCB, 3,4 gånger (RSD 44%) för PCN och 2,6 gånger (RSD 33%) för PCDD/F (Tabell 7).

Ämnes- klass

Mjölk 1

Mjölk 2

Mjölk 3

Mjölk 4

Mjölk 5

Mjölk 6

Mjölk 7

Mjölk 8

Mjölk 9

Mjölk 10

RSD%

Sum PCDD/F

3,7 1,2 1,8 3,1 1,6 1,2 1,9 3,5 2,3 2,1 40%

Sum dl- PCB

570 120 380 450 290 130 200 600 660 390 51%

Sum PBDD/F

n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d.

Sum PCN

180 180 27 130 59 99 110 150 140 120 47%

Sum PCDT

Ämnes- klass

Mjölk 1

Mjölk 2

Mjölk 3

Mjölk 4

Mjölk 5

Mjölk 6

Mjölk 7

Mjölk 8

Mjölk 9

Mjölk 10

RSD%

Sum PCDD/F

0,13 0,054 0,060 0,089 0,040 0,049 0,081 0,10 0,077 0,058 36%

Sum dl- PCB

19 5,5 13 13 7,0 5,1 8,6 17 22 11 48%

Sum PBDD/F

Sum PCN

6,2 8,2 0,90 3,7 1,4 3,9 4,6 4,2 4,4 3,4 51%

Sum PCDT

(12)

Tidigare analyser av de 60 enskilda modersmjölksprover som samlades in 2008 och 2010 visade att halterna av PCDD/F TEQ och dl-PCB TEQ (på fettviktsbasis) varierade ca 13 gånger (Lignell et al 2012).

Tabell 7. Halter av toxiska ekvivalenter (TEQ) i individuella modersmjölksprover (pg/g färskvikt).

Den relativa fördelningen av TEQ bidragen varierade mindre (Tabell 8). PCDD/F bidrog mest till TEQ (50-73%) följt av no-PCB (23-42%) samt mo-PCB (2,1-4,5%) och PCN (2,7-5,6%) som bidrog med lika andelar. Även om variationen var mindre så var den ändå förvånadsvärt stor (ca 2 gånger) för exempelvis PCB och PCN. Möjligen kan det bero på att dessa grupper av ämnen innehåller kongener som inte är lika persistenta som PCDD/F.

Tabell 8. Relativ fördelning av TEQ i individuella modersmjölksprover.

Ämnes- klass

Mjölk 1

Mjölk 2

Mjölk 3

Mjölk 4

Mjölk 5

Mjölk 6

Mjölk 7

Mjölk 8

Mjölk 9

Mjölk 10

RSD%

PCDD/F 0,24 0,13 0,15 0,23 0,12 0,092 0,12 0,21 0,21 0,15 33%

no-PCB 0,19 0,041 0,089 0,17 0,10 0,043 0,078 0,16 0,16 0,14 52%

mo-PCB 0,017 0,0037 0,011 0,013 0,0086 0,0038 0,0060 0,018 0,020 0,012 59%

PBDD/F n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d.

PCN 0,021 0,0060 0,011 0,015 0,013 0,0080 0,0060 0,015 0,011 0,0085 44%

Ämnes- klass

Mjölk 1

Mjölk 2

Mjölk 3

Mjölk 4

Mjölk 5

Mjölk 6

Mjölk 7

Mjölk 8

Mjölk 9

Mjölk 10

Medel

PCDD/F 53% 73% 60% 55% 52% 65% 59% 54% 53% 50% 57%

no-PCB 42% 23% 35% 41% 43% 31% 37% 41% 41% 45% 37%

mo-PCB 3,7% 2,1% 4,5% 3,3% 3,8% 2,7% 2,9% 4,5% 5,1% 3,9% 4,0%

PBDD/F n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d.

PCN 4,5% 3,4% 4,2% 3,6% 5,6% 5,4% 2,8% 3,7% 2,7% 2,8% 3,9%

(13)

Jämförelse av Chem-TEQ och Bio-TEQ (CALUX)

TEQ-värden från CALUX-testerna stämde mycket väl överens med TEQ-värden beräknade från kemiska analyser (Tabell 9). Dock gav CALUX-testerna något högre värden under perioden 1997 till 2000.

Blankprovet (majsolja) gav relative hög respons i CALUX-testen (0,45 pg/g färskvikt) vilket gör resultaten svårbedömda. Den mycket goda överensstämmelsen mellan Chem-TEQ och Bio- TEQ skulle kunna indikera att blankprovet blivit kontaminerat.

Tabell 9. Jämförelse mellan Chem-TEQ och Bio-TEQ (CALUX) halter (pg/g färskvikt).

Ämnes- klass

1997 1998 2000 2002 2006 2007 2009 2010 2011 Medel PCDD/F 0,25 0,25 0,30 0,23 0,17 0,14 0,16 0,12 0,16 0,19 no-PCB 0,20 0,19 0,17 0,14 0,11 0,10 0,11 0,087 0,097 0,13 mo-PCB 0,027 0,023 0,020 0,016 0,014 0,013 0,011 0,0088 0,012 0,015 PBDD/F n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. 0,0036 n.d. 0,0004 PCN 0,015 0,0089 0,0064 0,0065 0,0051 0,0031 0,0040 0,0048 0,0075 0,0050 Chem-

TEQ

0,50 0,48 0,50 0,40 0,31 0,26 0,29 0,23 0,28 0,344 Bio-

TEQ*

0,58 (0,66) (0,51)

0,58 (0,58) (0,57)

0,54 (0,53) (0,54)

0,34 (0,35) (0,33)

0,30 (0,31) (0,29)

0,27 (0,28) (0,25)

0,25 (0,25) (0,26)

0,24 (0,25) (0,22)

0,26 (0,26) (0,26)

0,347

Chem/

bio-TEQ

85% 83% 95% 116% 102% 99% 112% 97% 107% 99%

* Medelvärde av två bestämningar (individuella värden inom parentes).

Sammanfattning av TEQ-värden i humanmjölk

Den goda överensstämmelsen mellan Bio-TEQ och Chem-TEQ kan tolkas som att de undersökta föreningarna (PCDD/F, no-PCB, mo-PCB, PCN och PCDT) orsakar den

observerade CALUX-TEQ responsen och att eventuella övriga dioxin-lika ämnen i proverna står för ett litet bidrag (Figur 2, mittdelen).

Om man jämför bidragen till Chem-TEQ över tiden så kan man konstatera att PCDD/F står för en ökande andel av Total-TEQ, att PCB står för ett minskande bidrag och att PCN står för ett relativt konstant bidrag (Figur 2, nedre delen).

Det skulle dock vara önskvärt med än bättre kvantifieringsgränser (LOQ) för PBDD/F så att det kan uteslutas att de bidrar signifikant till Total-TEQ. I denna aktuella studien detekterades låga halter av PBDF i blankerna vilket påverkar LOQ. Dessa ämnen har påträffats i inomhusdamm och källan till denna bakgrund skulle kunna vara luftpartiklar. Detta är ett relativt vanligt problem vid PBDE analys.

(14)

Bio-TEQ: 0,35 pg/g färskvikt (1997-2011)

Chem-TEQ: 0,49 pg/g Chem-TEQ: 0,34 pg/g Chem-TEQ: 0,28 pg/g (1997) (1997-2011) (2011, individer)

Figur 2. Jämförelse mellan Bio- och Chem-TEQ samt bidrag från olika ämnesgrupper till Chem-TEQ.

Dioxiner och dioxinlika ämnen i mat Fet fisk

Proverna på fet fisk innehöll relativt höga halter föroreningar (Tabell 10). Totalhalterna följde samma mönster som mjölkproverna med högst halt av dl-PCB följt av PCN, PCDD/F, PBDD/F och PCDT. PBDD/F kunde kvantifieras i 4 av 11 prover, medan PCDT förekom i låga nivåer (mellan detektions- och kvantifieringsgräns).

Tabell 10. Totalhalter i fisk (pg/g färskvikt).

Ämnes- klass

Lax Lax Lax Lax Sill Sill Sill Ström -ming

Ström -ming

Odlad Norsk

Eg.

Östersj ön

Botten -viken

Botten -havet

Katte- gatt

Eg.

Öster- sjön

Eg.

Öster- sjön

Botten -havet

Botten -viken

Botten -viken Sum

PCDD/F

2,6 16 17 18 2,5 9,7 12 25 20 19 7,1

Sum dl- PCB

1800 12000 13000 13000 1000 5300 4100 9900 7800 4500 2100 Sum

PBDD/F

n.d. 2,3 n.d. n.d. 2,2 n.d. n.d. 5,4 n.d. 2,1 n.d.

Sum PCN

270 710 740 700 270 400 440 390 430 340 200

Sum PCDT

Spår* Spår Spår Spår Spår Spår Spår Spår Spår Spår Spår

* Halter mellan detektions- och kvantifieringsgräns.

PCDD/F pPCB mo-PCB PBDD/F PCN

(15)

När halterna räknades om till TEQ visade sig många lax och sill/strömmingsprover ha halter nära eller över EUs gränsvärden för PCDD/F-TEQ på 3,5 pg/g färskvikt och för summa PCDD/F- och PCB-TEQ på 6,5 pg/g färskvikt (Tabell 11). Värden som överskrider

gränsvärdena har indikerats med fetstil. Provet på odlad norsk lax och sill från västkusten var dock med god marginal under gränsvärdena.

Tabell 11. Halter av toxiska ekvivalenter (TEQ) i fisk (pg/g färskvikt).

Ämnes- klass

Ström -ming

Odlad Norsk

Eg.

Östersj ön

Botten -viken

Botten -havet

Katte- gatt

Eg.

Öster- sjön

Eg.

Öster- sjön

Botten -havet

Botten -viken

Botten -viken PCDD/F 0,39 3,9 4,1 4,4 0,49 2,3 2,8 6,5 5,0 4,9 1,7 no-PCB 0,86 6,4 7,3 6,1 0,51 2,8 2,4 4,0 3,2 2,3 1,1 mo-PCB 0,053 0,37 0,38 0,40 0,030 0,16 0,12 0,30 0,23 0,13 0,062 PBDD/F n.d. 0,023 n.d. n.d. 0,18 n.d. n.d. 0,072 n.d. 0,025 n.d.

PCN 0,015 0,16 0,18 0,16 0,016 0,085 0,089 0,15 0,14 0,12 0,044 Sum-PCB

TEQ

0,91 6,8 7,6 6,5 0,54 3,0 2,5 4,3 3,4 2,4 1,1 Total-

TEQ

1,3 11 12 11 1,2 5,4 5,4 11 8,6 7,5 2,9

Bidragen till TEQ från de olika föroreningsklasserna varierade mellan arter. PCDD/F bidrog mer än PCB i strömming och PCB mer än PCDD/F i lax (Tabell 12). För sill var bidragen ungefär lika stora. Generellt bidrog no-PCB betydligt mer till total-TEQ (31 - 65%) än mo-PCB (1,8 – 4%). Bidraget från PBDD/F varierade kraftigt från icke detekterat (n.d.) till 14% bidrag till total-TEQ (sill från Kattegatt), medan bidraget från PCN var relativt konstant på ca. 1,7%.

Tabell 12. Relativ fördelning av TEQ % Ämnes-

klass

Ström -ming

Odlad Norsk

Eg.

Östersj ön

Botten -viken

Botten -havet

Katte- gatt

Eg.

Öster- sjön

Eg.

Öster- sjön

Botten -havet

Botten -viken

PCDD/F 30% 35% 34% 40% 40% 43% 52% 59% 58% 65% 60%

no-PCB 65% 59% 61% 55% 42% 53% 44% 36% 37% 31% 36%

mo-PCB 4,0% 3,4% 3,2% 3,6% 2,5% 2,9% 2,3% 2,7% 2,7% 1,8% 2,1%

PBDD/F n.d. 0,21% n.d. n.d. 14% n.d. n.d. 0,66% n.d. 0,33% n.d.

PCN 1,4% 1,8% 1,9% 1,7% 1,6% 1,9% 2,0% 1,6% 1,9% 1,8% 1,8%

(16)

Matkorgsprover

Som väntat innehöll fiskdelen av matkorgen mest föroreningar följt av kött- och mejeriproduket samt ägg (Tabell 13). De ämnesgrupper som dominerade var dl-PCB och PCN. dl- PCB förekom i högre halter i fisk medans PCN förekom i högre halter i övriga varugrupper.

Något oväntat påträffades PBDD/F i kött- och mejeriprodukter (från ICA) men inte i

fisk/fiskprodukter. Även TEQ-halterna var högst i fisk och fiskprodukter (Tabell 14). Halterna var dock mycket lägre än i vildfångad fet fisk från Östersjön (Tabell 11).

Tabell 13. Totalhalter i matkorgsprover (pg/g färskvikt).

Coop Ica Coop Ica Coop Ica Coop Ica

Kött Kött Fisk Fisk Mejeri Mejeri Ägg Ägg

Sum PCDD/F

1,2 0,74 1,4 1,2 0,53 0,43 0,68 0,47

Sum dl- PCB

35 44 820 700 42 19 9,7 8,7

Sum PBDD/F

n.d. 2,4 n.d. n.d. n.d. 0,55 n.d. n.d.

Sum PCN 96 98 278 172 142 175 149 157

Tabell 14. Halter av toxiska ekvivalenter (TEQ) i matkorgsprover (pg/g färskvikt).

PCDD/F 0,15 0,049 0,25 0,14 0,044 0,050 0,039 0,032

no-PCB 0,049 0,046 0,36 0,31 0,029 0,028 0,012 0,014

mo-PCB 0,0010 0,0013 0,024 0,021 0,0012 0,00057 0,00027 0,00025

PBDD/F n.d. 0,024 n.d. n.d. n.d. 0,0055 n.d. n.d.

PCN 0,0020 0,0017 0,0092 0,0073 0,0014 0,0014 0,00090 0,0012

Det största TEQ bidraget kom från PCDD/F och no-PCB. Vilken föroreningsklass som

dominerar varierar mellan matkategorierna (Figur 14). Notabelt är att PBDD/F bidrar med 20%

till total-TEQ i kött/köttprodukter och med 6,4% i mejeriprodukter (från ICA). Bidragen från PCN var relativt konstant på 1,1% till 2,7%, dvs ungefär lika som det från mo-PCB (0,5-4,4%).

Tabell 15. Relativ fördelning av TEQ %

PCDD/F 25% 37% 56% 64% 38% 33% 23% 29%

no-PCB 0,5% 1,1% 3,8% 4,3% 1,6% 0,7% 0,5% 0,5%

mo-PCB 25% 37% 56% 64% 38% 33% 23% 29%

PBDD/F n.d. 20% n.d. n.d. n.d. 6,4% n.d. n.d.

PCN 1,1% 1,6% 1,7% 1,8% 2,1% 1,8% 1,9% 2,7%

(17)

Punktvis sammanfattning av resultaten Modersmjölk

 Totalhalterna av dl-PCB i modersmjölk var ca. 10 gånger högre än totalhalterna av PCN som i sin tur var nästan 100 gånger högre än halerna av PCDD/F. PBDD/F detekterades bara i något enstaka modersmjölksprov och PCDT detekterades inte alls.

 Halterna av dl-PCB och PCDD/F sjönk i modersmjölk över studieperioden (1997- 2011), medan halterna av PCN i princip var konstanta.

 PCDD/F bidrog i snitt med ca 55% till TEQ, plana PCB med ca 40%, mono-ortho PCB med 3,9-5,6% och PCN med 1,2- 3,0%. PBDD/F bidrog med 1,6% i ett prov från 2010.

 PCDD/Fs bidrag till Total-TEQ ökar över tid, bidraget från PCB minskar och PCN står för ett relativt konstant bidrag.

 Den individuella variationen var liknande för samtliga föroreningsgrupper. Total- halterna av dl-PCB varierade 4,8 gånger, PCN varierade 6,7 gånger och PCDD/F varierade 3,1 gånger.

 Den relativa fördelningen av TEQ bidragen varierade mindre, men variationen var ändå förvånadsvärt stor (ca. 2 gånger) för exempelvis PCB och PCN, vilket kan bero på att dessa grupper av ämnen innehåller kongener som är mindre persistenta.

 TEQ-värden från CALUX-testerna stämde mycket väl överens med TEQ-värden beräknade från kemiska analyser vilket kan tolkas som att de studerade ämnena orsakar den observerade CALUX-TEQ responsen och att eventuellt övriga dioxin-lika ämnen i proverna står för ett litet bidrag.

Fet fisk (vildfångad och odlad)

 Halterna av föroreningar var högst i lax och strömming från Östersjön medan halterna var lägre i odlad lax och sill från västkusten.

 Dioxinlika PCB förekom i högst halt följt av PCN, PCDD/F, PBDD/F och PCDT.

 PBDD/F kunde kvantifieras i 4 av 11 prover.

 Bidragen från PCDD/F och dl-PCB till TEQ varierade mellan arter. PCDD/F bidrog generellt mer till TEQ i strömming och PCB mer i lax. För sill var bidragen lika stora.

 Bidraget från PBDD/F varierade kraftigt från icke detekterat till 14% (västkustsill) bidrag till total-TEQ, medan bidraget från PCN var relativt konstant på ca. 1,7%.

Matkorgen

 Fiskdelen av matkorgen innehöll mest föroreningar följt av kött- och mejeriproduket samt ägg. De ämnesgrupper som dominerade var dl-PCB och PCN. Dioxinlika PCB förekom i högre halter i fisk medans PCN förekom i högre halter i övriga varugrupper.

 Något oväntat påträffades PBDD/F i kött- och mejeriprodukter (från ICA) men inte i fisk/fiskprodukter.

 TEQ-halterna var högst i fisk och fiskprodukter med det största TEQ bidraget från PCDD/F och no-PCB. Vilken av dessa som dominerar varierar mellan matkategorierna.

 Notabelt är att PBDD/F bidrar med 20% till total-TEQ i kött/köttprodukter och med 6,5% i mejeriprodukter (från ICA). Bidragen från PCN var relativt konstant (1,1-2,7%), dvs. ungefär som det för mo-PCB (0,5-4,4%).

(18)

Slutsatser och rekommenationer

PCDD/F och dioxinlika PCB (främst PCB 126) står för de största bidragen till total-TEQ och halterna av dessa minskade över studieperioden. Halterna är dock fortfarande höga i fet fisk och modersmjölk.

Av de övriga föroreningar som omfattades av studien förekom PCN i högsta halter och bidrog även mest till TEQ. Deras toxicitet är mycket mindre studerad än PCDD/F och det finns alltså osäkerheter kring dess relativa potens. Om ytterligare toxicitetsdata blir tillgängliga bör dessa användas för att uppdatera TEQ-värden för PCN i humanmjölk och livsmedel.

PBDD/F återfanns i ett mindre antal prover och i de fall de detekterades varierade bidraget till total-TEQ kraftigt, från <1% till 20%. De relativt höga kvantifieringsgränserna (LOQ) för PBDD/F gör det svårt att bedömma dess bidrag till total-TEQ. Det är därför önskvärt att reducera bakgrundsnivån av PBDD/F för att sänka LOQ. Därefter bör proverna analyseras om för att skapa ett bättre underlag för att beräkna TEQ bidrag från PBDD/F.

Detta sagt, tyder den goda överensstämmelsen mellan TEQ-värden från CALUX-testet och TEQ-värden beräknade från kemiska analyser på att TEQ bidraget från PBDD/F, PCDT och andra (ej analyserade) dioxin-lika ämnen troligen inte är särskilt stort.

Ur ett miljövetenskapligt perspektiv skulle det dock vara intressant att undersöka källorna till PBDD/F i kött- och mejeriprodukter.

Referenser

Behnisch et al. 2003. Brominated dioxin-like compounds: in vitro assessment in comparison to classical dioxin-like compounds and other polyaromatic compounds. Environmental

International 29, 861-877.

Blackenship A, Kannan K, Villalobos D, Villeneuve D, Falandysz J, Imagawa T, Jakobsson E, Giesy J. (2000). Relative potencies of individual polychlorinated naphthalenes and Halowax mixtures to induce Ah receptor-mediated responses. Environmental Science and Technology 34, 3153-3158.

Haglund P, Jakobsson E, Asplund L, Athanasiadou M, Bergman Å. (1993). Determination of polychlorinated naphthalenes in polychlorinated biphenyl products via capillary gas

chromatography - mass spectrometry after separation by gel permeation chromatography.

Journal of Chromatography 634, 79-86.

Haglund, P. 2006. Screening av polyklorerade dibensotiofener. Screeningrapport till Naturvårdsverket. http://www3.ivl.se/miljo/projekt/dvss/pdf/PCDBTscreening.pdf

Hanberg et al. 1990. Swedish dioxin survey: Determination of 2,3,7,8-TCDD toxic equivalent factorsfo some polychlorinated biphenyls and naphthalenes using biological tests.

Chemosphere 20,1161-1164.

(19)

Jansson S, Fick J, Marklund S. Formation and chlorination of polychlorinated naphthalenes (PCNs) in the post-combustion zone during MSW combustion. (2008). Chemosphere 72, 1138- 1144.

Lignell S, Aune M, Glynn A, Cantillana T, Fridén U. Levels of persistent halogenated organic pollutants (POP) in mother’s milk from first-time mothers in Uppsala, Sweden – results from 2008/2010 and temporal trends 1996-2010. Report till Naturvårdsverket (Hälsorelaterad miljöövervakning, kontrakt 235-1470-09Mm).

Livsmedelsverket. (2012). Market Basket 2010 – chemical analysis, exposure estimation and health-related assessment of nutrients and toxic compounds in Swedish food baskets.

Livsmedelsverkets Rapport nr 7 – 2012.

Puzyn et al. 2007. Quantitative structure-activity relationships for the prediction of relation in vitro potencies (REPs) for chlorophthalenes. Journal of Environmental Science and Health Part A. 42, 573-590.

Söderström G. and Marklund S. (2004). Formation of PBCDD and PBCDF during flue gas cooling. Environmental Science & Technology 38, 825-830

Villeneuve D, Kannan K, Khim J, Falandysz J, Nikiforov V, Blackenship A, Giesy J. (2000).

Relative potencies of individual polychlorinated naphthalenes to dioxin-like responses in fish and mammalian In Vitro bioassays. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 39, 273-281.

van den Berg M, Birnbaum,L.S., Denison M.S., DeVito, M.J., Farland, W., Feeley, M., Fiedler,H., Håkansson, H., Hanberg, A., Haws, L., Rose, M., Safe, S., Schrenk, D.,

Tohyama, C., Tritscher, A., Tuomisto, J., Tysklind, M., Walker, N., Peterson, R.E. The 2005 World Health Organization Reevaluation of Human and Mammalian Toxic Equivalency Factors for Dioxins and Dioxin-Like Compounds. (2006). Toxicological sciences 93, 223–241.

van den Berg M, Denison M.S., Birnbaum,L.S. DeVito,M.J. Fiedler,H., Falandysz, J., Rose, M., Schrenk,D., Safe,S., Tohyama, C., Tritscher, A., Tysklind, M., Peterson, R.E. (2013). Poly- brominated Dibenzo-p-Dioxins, Dibenzofurans, and Biphenyls: Inclusion in the Toxicity Equivalency Factor Concept for Dioxin-Like Compounds. Toxicological sciences 133, 197–

208, 2013.

(20)

Appendix 1. Halter i fiskprover (pg/g färskvikt)

Relativ potens värden (jfr. TCDD) för individuella PCN och grupper av PCN.

PCN- Hanberg (1990)

Blackenship (2000)

Villeneuve (2000)

Behnisch (2003)

QSAR-REP

Puzyn (2007) Exp-REP

EROD AHH Ah EROD Ah EROD EROD Ah (konservativa)

42 <3,5E-6 7,5E-6 <1,9E-6 1,2E-6 3,2E-6 7,5E-6

49 3,6E-7 7,9E-7

50 6,8E-5 4,3E-5 4,2E-5 3,0E-5 6,8E-5

51 1,5E-5 1,5E-5

52 <3,4E-6 <1,8E-6 8,5E-6 3,8E-5 3,4E-6

53 <1,8E-6 <1,2E-6 1,3E-8 5,2E-6 1,8E-6

54 1,7E-4 2,7E-4 5,8E-4 2,8E-5 5,5E-5 5,8E-4

55 7,1E-6 6,8E-5

56 3,9E-5 2,3E-5 5,6E-5 3,9E-5

57 7,8E-6 1,5E-6 1,5E-6 7,8E-6

58 1,9E-7 2,6E-6

59 6,2E-8 5,2E-7

60 <3,9E-7 1,3E-6 2,8E-5 3,9E-7

61 <3,9E-7 2,9E-7 1,3E-5 3,9E-7

62 1,9E-6 1,5E-5

63 2,0E-3 2,0E-3 2,2E-5 2,2E-5 2,0E-3

64 2,0E-5 2,0E-5 1,1E-4 1,0E-5 2,0E-5

65 1,3E-5 8,9E-8

66 4,0E-3 1,5E-3 1,2E-3 5,4E-4 6,9E-4 2,9E-3 4,0E-3

67 2,0E-3 3,0E-3 1,0E-3 3,1E-4 4,8E-4 1,0E-3 1,7E-3 3,0E-3

68 2,0E-5 2,0E-5 1,5E-4 <4,4E-4 4,9E-4 2,7E-4 1,1E-4 4,9E-4

69 2,0E-3 1,0E-3 1,1E-4 8,3E-7 1,5E-4 1,1E-4

70 5,9E-4 1,7E-3 2,8E-3 6,4E-6 2,8E-3 7,1E-4 2,8E-3

71 7,0E-6 7,0E-6 <1,1E-6 4,3E-5 1,6E-7 7,0E-6

72 7,0E-6 7,0E-6 6,0E-5 1,0E-4 8,9E-8 6,0E-5

73 3,0E-3 3,0E-3 1,0E-3 3,8E-4 5,2E-4 3,8E-4 1,8E-3 3,0E-3

74 4,1E-6 (2,7E-3) 1,0E-7 4,1E-6

75 1,0E-5 (3,2E-2) (8,7E-8) 1,0E-5