Dioxiner och dioxinliknande föreningar - Dioxins and dioxin-like compounds
Dioxiner och dioxinliknande föreningar ( DLC ) är en grupp kemiska föreningar som är persistenta organiska föroreningar (POP) i miljön . De är mestadels biprodukter från förbränning eller olika industriella processer-eller, vid dioxinliknande PCB och PBB , oönskade mindre komponenter i avsiktligt framställda blandningar.
Några av dem är mycket giftiga, men toxiciteten bland dem varierar 30 000 gånger. De är grupperade eftersom deras verkningsmekanism är densamma. De aktiverar aryl -kolvätereceptorn (AH -receptorn), om än med mycket olika bindningsaffiniteter, vilket leder till stora skillnader i toxicitet och andra effekter. De inkluderar:
- Polyklorerade dibenso -P- dioxiner (PCDD) eller helt enkelt dioxiner. PCDD är derivat av dibenso -p- dioxin . Det finns 75 PCDD- kongener som skiljer sig åt i antal och lokalisering av kloratomer, och 7 av dem är specifikt giftiga, varav de mest giftiga är 2,3,7,8-tetrachlorodibenzodioxin (TCDD).
- Polyklorerade dibensofuraner (PCDF) eller furaner . PCDF är derivat av dibenzofuran . Det finns 135 isomerer; 10 har dioxinliknande egenskaper.
- Polyklorerade bifenyler (PCB), härledda från bifenyl , varav 12 är "dioxinliknande". Under vissa förhållanden kan PCB bilda dibensofuraner genom partiell oxidation.
- Polybromerade analoger av ovanstående klasser kan ha liknande effekter.
- "Dioxin" kan också hänvisa till 1,4-dioxin eller p- dioxin, den grundläggande kemiska enheten för de mer komplexa dioxinerna. Denna enkla förening är inte persistent och har ingen PCDD-liknande toxicitet.
Dioxiner har olika toxicitet beroende på kloratomernas antal och position . Eftersom dioxiner hänvisar till en så bred klass av föreningar som varierar mycket i toxicitet, har begreppet toxisk ekvivalensfaktor (TEF) utvecklats för att underlätta riskbedömning och reglerande kontroll. TEF finns för sju kongener av dioxiner, tio furaner och tolv PCB. Referenskongeneren är den mest giftiga dioxinet TCDD som per definition har en TEF på en. I huvudsak, multiplicera mängden av en viss kongener med dess TEF ger mängden toxikologiskt ekvivalent med TCDD, och efter denna omvandling kan alla dioxinliknande kongener summeras, och den resulterande toxicitetsekvivalenta mängden (TEQ) ger en approximation av toxicitet av blandningen mätt som TCDD.
Dioxiner är praktiskt taget olösliga i vatten men har en relativt hög löslighet i lipider . Därför tenderar de att associera med organiskt material som plankton, växtblad och animaliskt fett. Dessutom tenderar de att adsorberas till oorganiska partiklar, såsom aska och jord.
Dioxiner är extremt stabila och tenderar därför att ackumuleras i näringskedjan . De elimineras mycket långsamt hos djur, t.ex. har TCDD en halveringstid på 7 till 9 år hos människor. Incidenter av kontaminering med PCB rapporteras ofta som dioxinkontaminationsincidenter eftersom dessa är av största allmänhet och regelverk.
Kemi
Det finns 75 möjliga kongener av polyklorerade dibenso -dioxiner , men endast 7 av dem har affinitet för AH -receptorn och är giftiga via denna mekanism. De avgörande strukturerna är så kallade laterala klor i positionerna 2,3,7 och 8. Dessa 4 klorer gör också kongenerna beständiga, eftersom de förhindrar mikrobiell nedbrytning. Ytterligare klor gör föreningarna mindre potenta, men i princip förblir effekterna desamma även om det vid högre doser. Det finns 135 möjliga dibensofuraner och 10 där de laterala klorinerna är dioxinliknande.
Det finns 209 PCB -föreningar. Analogt med PCDD: er krävs minst två laterala klor i varje ring i positionerna 3,4 och/eller 5 för dioxinliknande aktivitet. Eftersom AH -receptorn kräver en plan (platt) struktur kan endast PCB -kongener som kan rotera fritt längs C -C -axeln mellan ringarna fästa receptorn. Substituenter i ortopositioner 2 och 6 förhindrar rotation och hindrar därmed molekylen från att inta en plan position. Mono-ortokongener (en Cl i 2, 2 ', 6 eller 6') har minimal aktivitet. Inga signifikanta dioxinliknande aktiviteter har märkts om det finns två eller flera o-klorer. Bromerade dioxiner och bifenyler har liknande egenskaper, men de har studerats mycket mindre.
Många naturliga föreningar har mycket hög affinitet till AH -receptorer. Dessa inkluderar indoler, flavoner, bensoflavoner, imidazoler och pyridiner. Dessa föreningar metaboliseras snabbt, men kontinuerligt intag från mat kan orsaka liknande receptoraktivering som bakgrundsnivåerna av dioxiner. De når dock inte koncentrationer som orsakar typisk dioxinliknande toxicitet.
Handlingsmekanism
AH -receptorn är en gammal receptor, och dess många funktioner har avslöjats först nyligen. Det är ett över 600 miljoner år gammalt protein som förekommer hos alla ryggradsdjur, och dess homologer har upptäckts hos ryggradslösa djur och insekter. Det tillhör grundläggande Helix – Loop – Helix -PAS -proteiner och fungerar som en transkriptionsfaktor som modifierar transkription av ett antal gener (se figur). AH -receptoraktivitet är nödvändig för normal utveckling och många fysiologiska funktioner. Möss som saknar AH -receptorn (knockouts) är sjuka med hjärthypertrofi, leverfibros, reproduktionsproblem och nedsatt immunologi.
AH -receptorn är relevant inom toxikologi av två mycket olika skäl. För det första inducerar det flera enzymer som är viktiga för metabolismen av främmande ämnen, så kallade xenobiotika . Dessa inkluderar både oxidativa fas I -enzymer och konjugerande fas II -enzymer, t.ex. CYP 1A2, CYP1B1, CYP2S1, CYP2A5, ALDH3, GSTA1, UGT1A1, UGT1A6, UGT1A7 och NQO1. Detta är i huvudsak en skyddande funktion som förhindrar toxiska eller cancerframkallande effekter av xenobiotika, men under vissa förhållanden kan det också resultera i produktion av reaktiva metaboliter som är mutagena och cancerframkallande. Denna enzyminduktion kan initieras av många naturliga eller syntetiska föreningar, t.ex. cancerframkallande polycykliska kolväten såsom benso (a) pyren , flera naturliga föreningar och dioxiner. För det andra är AH -receptorer involverade i aktivering eller tystnad av gener som leder till de toxiska effekterna av höga doser av dioxiner. Eftersom TCDD vid höga doser kan påverka transkriptionen av kanske hundratals gener, är de gener som är avgörande för många toxiska effekter av dioxiner fortfarande inte kända särskilt väl.
Bindning av dioxinliknande föreningar till AH-receptorn har gjort det möjligt att mäta total dioxinliknande aktivitet för ett prov med användning av CALUX (kemisk aktiverad LUciferasgen eXpression) bioanalys. Resultaten har varit jämförbara med TEQ-nivåer mätt med mycket dyrare gaskromatografi med hög upplösning masspektrometri i miljöprover.
Giftighet
Dioxintoxicitet är baserad på olämplig aktivering av en fysiologiskt viktig receptor, och därför måste dosrespons noga övervägas. Olämplig stimulering av många receptorer leder till toxiska utfall, t.ex. överdosering av vitamin A leder till olämplig aktivering av retinoidreceptorer som t.ex. resulterar i missbildningar och överdoser av kortikosteroider eller könshormoner leder till en mängd negativa effekter. Därför är det viktigt att skilja effekterna av låga doser som orsakar aktivering av receptorn runt det fysiologiska området från effekterna av höga toxiska doser. Detta är desto viktigare på grund av stora skillnader i exponeringar även bland människor. Västerländska befolkningar utsätts idag för dioxiner i doser som leder till koncentrationer av 5 till 100 pikogram/g (som TEQ i kroppsfett), och de högsta koncentrationerna av oavsiktliga eller avsiktliga förgiftningar har varit 10 000 till 144 000 pg/g som lett till dramatiska men inte dödliga resultat.
De mest relevanta toxiska resultaten av dioxiner både hos människor och djur är cancer och avkommans utvecklingseffekter. Båda har dokumenterats vid höga doser, mest exakt i djurförsök. När det gäller utvecklingseffekter finns det en överenskommelse om att de nuvarande dioxinnivåerna i många populationer inte är särskilt långt från dem som orsakar vissa effekter, men det finns ännu inte enighet om den säkra nivån. När det gäller cancer finns det en oenighet om hur man extrapolerar risken från höga toxiska doser till de nuvarande låga exponeringarna.
Även om affiniteten för dioxiner och relaterade industriella toxikanter till Ah-receptorn kanske inte helt förklarar alla deras toxiska effekter inklusive immunotoxicitet, endokrina effekter och tumörfrämjande , tycks toxiska svar typiskt vara dosberoende inom vissa koncentrationsintervall. Ett multifasiskt förhållande mellan dos och svar har också rapporterats, vilket har lett till osäkerhet och debatt om dioxins verkliga roll i cancerfrekvensen. Den hormonstörande aktiviteten hos dioxiner tros inträffa som en nedströms funktion av AH-receptoraktivering, där sköldkörtelstatus i synnerhet är en känslig markör för exponering. TCDD, tillsammans med andra PCDD, PCDF och dioxinliknande koplanära PCB är inte direkta agonister eller antagonister av hormoner och är inte aktiva i analyser som direkt screenar för dessa aktiviteter såsom ER-CALUX och AR-CALUX. Dessa föreningar har inte heller visat sig ha någon direkt mutagen eller genotoxisk aktivitet. Deras främsta åtgärd för att orsaka cancer är cancerfrämjande. En blandning av PCB såsom Aroclor kan innehålla PCB-föreningar som är kända östrogenagonister men inte klassificeras som dioxinliknande vad gäller toxicitet. Mutagena effekter har fastställts för vissa lägre klorerade kemikalier såsom 3-klordibensofuran, som varken är persistent eller en AH-receptoragonist.
Giftighet hos djur
Höga doser . Symtomen som rapporteras vara förknippade med dioxintoxicitet i djurstudier är otroligt vidsträckta, både inom omfattningen av de biologiska systemen som påverkas och i det dosintervall som behövs för att åstadkomma dessa. Akuta effekter av en hög dos dioxinexponering inkluderar minskat foderintag och slötsyndrom och vanligtvis en fördröjd död av djuret på 1 till 6 veckor. Överlägset de flesta toxicitetsstudier har utförts med 2,3,7,8-tetraklordibenso- p- dioxin .
Den LD 50 av TCDD varierar vilt mellan arter och även stammar av samma art, med det mest anmärkningsvärda skillnaden är mellan de till synes liknande arter av hamster och marsvin . Den orala LD 50 för marsvin är så låg som 0,5 till 2 μg/kg kroppsvikt, medan den orala LD 50 för hamstrar kan vara så hög som 1 till 5 mg/kg kroppsvikt. Även mellan olika mus- eller råttstammar kan det finnas tio- till tusenfaldiga skillnader i akut toxicitet. Många patologiska fynd ses i levern , tymus och andra organ. Vissa effekter som tymisk atrofi är vanliga hos många arter, men t.ex. levertoxicitet är typisk hos kaniner.
Låga doser . Mycket få tecken på toxicitet ses hos vuxna djur efter låga doser, men utvecklingseffekter kan uppstå vid låga dioxinnivåer, inklusive foster- , nyfödda och eventuellt pubescenta stadier. Väl etablerade utvecklingseffekter är gomspalt , hydronefros , tandstörningsstörningar och sexuell utveckling samt endokrina effekter. Överraskande inträffar enzyminduktion, flera utvecklingseffekter och aversion mot nya livsmedel vid liknande dosnivåer hos djur som reagerar olika på akut högdosstoxicitet. Därför har det föreslagits att dioxineffekter delas in i typ I -effekter (enzyminduktion etc.) och typ II -effekter (dödlighet, leverskada, anorexi och tumörfrämjande). Orsaken kan vara olika krav på transaktiveringsdomänstrukturen hos AH -receptorn för olika gener. Några av dessa lågdoser kan faktiskt tolkas som skyddande snarare än giftiga (enzyminduktion, aversion mot nya livsmedel).
Mänsklig toxicitet
Höga doser. Toxicitet av dioxiner vid höga doser har dokumenterats väl efter olyckor, avsiktliga förgiftningar, episoder av matföroreningar och hög industriell exponering. Tre kvinnor i Wien, Österrike, förgiftades med stora doser TCDD 1998. Den högsta koncentrationen av TCDD i fettvävnad var 144 000 pg/g, den högsta som någonsin rapporterats hos människor. Huvuddragen var chloracne , en allvarlig hudsjukdom. Offret överlevde och andra symtom var blygsamma efter initiala gastrointestinala symptom och amenorré . En annan akut incident var avsiktlig förgiftning av Victor Jusjtjenko , dåvarande presidentkandidat i Ukraina, 2004. TCDD -koncentration i fett var 108 000 pg/g. Även i detta fall var det mest framträdande symptomet klorakne efter initial magsmärta som indikerar hepatit och pankreatit . Dessa episoder visar att en människa inte är lika känslig som de mest känsliga djuren, eftersom doserna måste ha varit upp till 25 μg/kg.
Två allvarliga livsmedelsföroreningar orsakades av PCB -oljor som används i värmeväxlare. PCB-oljan läckte ut till riskliolja som konsumeras av tusentals människor i Japan ( Yusho-sjukdomen 1968) och Taiwan ( Yu-cheng-sjukdomen 1979). De toxiska effekterna har tillskrivits dioxinliknande PCB och PCDF. Deras dagliga intag var upp till 100 000 gånger högre än genomsnittligt intag för närvarande. Det fanns många hudproblem, klorakne, svullnad i ögonlocken och hypersekretion av meibomiska körtlar i ögonen. Spädbarn födda till Yusho- och Yu-cheng-mödrar var mindre än normalt, de hade mörk pigmentering och ibland tänder vid födseln och tanddeformiteter. Fosterdöd och missfall var vanliga.
Den kanske mest kända dioxinolyckan inträffade i Seveso, Italien, 1976. En tank med klorfenoler släppte innehållet i luften inklusive många kilo TCDD och förorenade stora delar av staden. De högsta TCDD -nivåerna hittades hos barn, upp till 56 000 pg/g fett. Akuta effekter var begränsade till klorakne, även om många djur som kaniner dog efter att ha ätit förorenat gräs. Tandavvikelser hittades efter 25 år hos personer som utsatts som barn, och en något ökad cancerrisk bekräftades 35 år senare.
I linje med djurstudier kan utvecklingseffekter vara mycket viktigare än effekter hos vuxna. Dessa inkluderar störningar i tandutveckling och sexuell utveckling.
Ett exempel på variationen i svar syns tydligt i en studie efter Seveso -katastrofen som indikerar att antalet spermier och rörlighet påverkades på olika sätt hos utsatta män, beroende på om de exponerades före, under eller efter puberteten.
I yrkesmiljöer har många symptom setts, men exponeringar har alltid varit för en mängd kemikalier, inklusive klorfenoler , klorfenoxisyraherbicider och lösningsmedel . Därför har definitiva bevis på dioxiner som orsakande faktorer varit svåra att få. Den överlägset bästa bevisade effekten är klorakne. De misstänkta effekterna hos vuxna är leverskador och förändringar i hemmetabolism , serumlipidnivåer , sköldkörtelfunktioner samt diabetes och immunologiska effekter .
Låga exponeringar. Effekter efter låg exponering, till exempel från mat, har varit svåra att bevisa. Nivåerna av dioxiner i samtida befolkning är 5 till 20 pg/g (TEQ i fett) och 50 till 100 pg hos äldre människor eller minst 1000 gånger lägre än förgiftningar (se ovan). Tanddeformiteter har ansetts troliga efter lång amning, när dioxinkoncentrationerna var höga under 1970- och 1980-talen. När koncentrationerna minskade under 1990- och 2000 -talen sågs effekterna inte längre. Enligt en studie i Ryssland var antalet spermier hos 18-19-åriga unga män lägre när dioxinnivåerna var högre vid 8 till 9 års ålder. Detta var i industriella miljöer som orsakade relativt höga exponeringar för pojkar och deras mödrar. Kontaminationspanelen från European Food Safety Agency (EFSA) rekommenderade att minska tolerabla veckointag (TWI) nivåer baserat på den ryska barnstudien. Denna rekommendation kan ifrågasättas, eftersom den inte korrekt överväger konkurrerande risker på grund av förlorade fördelar med viktiga och hälsosamma livsmedel som vissa fiskar. TWI -nivåer tillämpas inte för amning, eftersom fördelarna med bröstmjölk bedöms vara mycket viktigare än de avlägsna riskerna med dioxiner. En allmän slutsats kan vara att säkerhetsmarginalerna inte är särskilt stora när det gäller utvecklingseffekter, men toxiska effekter är inte troliga vid de nuvarande befolkningsnivåerna av dioxiner.
Ett antal tvärsnittsstudier har visat samband mellan typ 2-diabetes och flera POP-föreningar inklusive dioxiner. Sådana observationsstudier kan inte bevisa kausalitet, dvs det kan finnas en förening som inte bevisar att den ena är orsaken till den andra. Huvudproblemet är att liknande associationer kan hittas med många ganska olika POP, som bara har långa halveringstider och en tendens att ackumuleras i lipider gemensamt. Detta tyder på att de alla kan vara relaterade till kost och fetma som är de överlägset vanligaste orsakerna till typ 2 -diabetes.
Under åren har det varit spekulationer om olika effekter av dioxiner på endometrios , sexuell utveckling, leverfunktion , sköldkörtelhormonnivåer , vita blodkroppar , immunfunktioner och till och med lärande och intelligens. Även om vissa av dessa effekter kan vara möjliga efter kraftiga exponeringar (som i Seveso -katastrofen), är dessa påståenden endast baserade på potentiella exponeringar av befolkningen, som inte stöds av faktiska mätningar av dioxinkoncentrationer. Exempelvis är absorption från blekta tamponger som påstås vara associerade med endometrios obetydlig jämfört med dagligt intag av dioxin från mat.
Cancerframkallande
Dioxiner är väletablerade cancerframkallande i djurstudier, även om den exakta mekanismen inte är klar. Dioxiner är inte mutagena eller genotoxiska . Den Environmental Protection Agency har kategoriserat dioxin, och blandningen av ämnen i samband med källor dioxintoxicitet som "sannolikt cancerframkallande mänsklig". Den International Agency for Research on Cancer har klassificerat TCDD som humancarcinogen (klass 1) på grundval av tydlig djur karcinogenicitet och begränsade humandata, och därefter också 2,3,4,7,8-PCDF och PCB 126 som klass 1 cancerframkallande. Mekanismen anses främst vara främjande, dvs dioxiner kan påskynda bildandet av tumörer som orsakas av andra faktorer och påverka de normala mekanismerna för att hämma tumörtillväxt. Vissa forskare har också föreslagit att dioxin inducerar cancerframsteg genom en mycket annorlunda mitokondriell väg.
Som med många toxiska slutpunkter för dioxin är det svårt att upprätta ett tydligt förhållande mellan dos och respons. Efter oavsiktlig eller hög yrkesmässig exponering finns det bevis på cancerframkallande egenskaper hos människor. Ökningarna av cancer har varit måttliga. Faktum är att det har varit svårt att nå statistisk signifikans även efter höga olycksfalls- eller yrkesmässiga exponeringar som vid Yusho- och Yuchengförgiftningar, Seveso -olycka och kombinerade yrkesgrupper. Därför är kontroverser om cancerrisk vid låga befolkningsnivåer av dioxiner begripliga. Problemet med IARC -utvärderingar är att de endast bedömer risk, det vill säga cancerframkallande vid vilken dos som helst. Det är troligt att det finns en praktisk säker tröskel för de icke-genotoxiska dioxinerna, och de nuvarande befolkningsnivåerna har ingen risk för cancer. Det finns alltså en överenskommelse om att cancerrisken också tas om hand om dagliga intagsgränser sätts för att skydda mot utvecklingseffekter. Bland fiskare med höga dioxinkoncentrationer i kroppen minskade cancerdödsfallet snarare än ökade. Allt detta innebär att vid viktiga nyttiga livsmedel och amning krävs en grundlig nytta/riskanalys innan gränser sätts in, för att undvika ökade andra risker eller förlorade fördelar.
Riskbedömning
Osäkerheten och variationen i förhållandet mellan dos och respons för dioxiner när det gäller deras toxicitet, liksom dioxins förmåga att bioackumuleras , har lett WHO-experter att rekommendera mycket lågt acceptabelt dagligt intag (TDI) av dioxin, 1-4 pg/ kg kroppsvikt per dag, dvs 7x10 −11 till 2,8x10 −10 g per 70 kg person per dag, för att möjliggöra denna osäkerhet och säkerställa allmän säkerhet i alla fall. Myndigheterna har sedan fastställt vecko- eller månadsintag som motsvarar TDI runt 2 pg/kg. Eftersom dioxiner elimineras mycket långsamt, är kroppsbördan som ackumuleras under hela livstiden hög jämfört med dagliga doser, och enstaka blygsamma överskridanden av gränsvärden förändrar det inte mycket. Därför är långtidsintag mycket viktigare än dagligt intag. Specifikt har TDI utvärderats för att garantera säkerheten för barn födda till mödrar som utsatts för ett sådant dagligt intag av dioxiner hela deras livstid före graviditeten. Det är troligt att TDI för andra befolkningsgrupper kan vara högre.
En viktig orsak till skillnader i olika bedömningar har varit cancerframkallande. Om dosresponsen av TCDD för att orsaka cancer är linjär kan det vara en verklig risk. Om dosresponsen är av tröskeltyp eller J-form finns det liten eller ingen risk vid de nuvarande koncentrationerna. Att bättre förstå mekanismerna för toxicitet hoppas kunna öka riskbedömningens tillförlitlighet. Nyligen har också utvecklingseffekter utvärderats av Contaminationspanelen vid European Food Safety Agency (EFSA). De föreslår att det acceptabla veckointaget (TWI) minskas från 14 pg/kg till 2 pg/kg. Detta kommer sannolikt att orsaka ytterligare kontroverser innan de accepteras av europeiska länder. Dioxinintag och nivåer i bröstmjölk under 1970- och 1980 -talen var 5 till 10 gånger högre än för närvarande, och mycket få effekter har hittats, möjligen lindriga utvecklingseffekter på tänderna.
Kontrovers
Greenpeace och några andra miljögrupper har krävt att klorindustrin ska fasas ut. Men klorindustrins anhängare säger att "förbud mot klor skulle innebära att miljoner människor i den tredje världen skulle dö av brist på desinficerat vatten". Sharon Beder och andra har hävdat att dioxinkontroversen har varit mycket politisk och att stora företag har försökt att minska allvaret i problemen med dioxin. De inblandade företagen har ofta sagt att kampanjen mot dioxin bygger på "rädsla och känslor" och inte på vetenskap.
Mänskligt intag och nivåer
Mest intag av dioxinliknande kemikalier kommer från livsmedel av animaliskt ursprung: kött, mejeriprodukter eller fisk dominerar beroende på land. Det dagliga intaget av dioxiner och dioxinliknande PCB som TEQ är i storleksordningen 100 pg/dag, dvs 1-2 pg/kg/dag. I många länder har både den absoluta och relativa betydelsen av mejeriprodukter och kött minskat på grund av strikta utsläppskontroller och medfört minskning av det totala intaget. Exempelvis i Storbritannien var det totala intaget av PCDD/F 1982 239 pg/dag och 2001 endast 21 pg/dag (WHO-TEQ). Eftersom halveringstiderna är mycket långa (t.ex. TCDD 7–8 år) kommer kroppsbörden att öka nästan under hela livstiden. Därför kan koncentrationerna öka fem till tio gånger från 20 års ålder till 60 års ålder. Av samma anledning är ett högre intag på kort sikt, till exempel efter matföroreningar, inte avgörande om det inte är extremt högt eller varar i flera månader eller år.
De högsta kroppsbördorna hittades i Västeuropa på 1970 -talet och början av 1980 -talet, och trenderna har varit liknande i USA. Det mest användbara måttet på tidstrender är koncentration i bröstmjölk mätt över decennier. I många länder har koncentrationerna minskat till ungefär en tiondel av dem på 1970-talet, och de totala TEQ-koncentrationerna är nu i storleksordningen 5-30 pg/g fett (observera enheterna, pg/g är detsamma som ng/ kg, eller det icke-standardiserade uttrycket ppt som används ibland i Amerika). Minskningen beror på strikta utsläppskontroller och även på kontroll av koncentrationer i livsmedel. I den amerikanska unga vuxna kvinnliga befolkningen (åldersgrupp 20-39) var koncentrationen 9,7 pg/g lipid 2001-2002 (geometriskt medelvärde).
Vissa yrken som existensfiskare i vissa områden utsätts för exceptionellt höga mängder dioxiner och relaterade ämnen. Detta tillsammans med höga industriella exponeringar kan vara den mest värdefulla informationskällan om hälsoriskerna med dioxiner.
Ödet för dioxiner i människokroppen
Dioxiner absorberas väl från matsmältningskanalen om de är upplösta i fetter eller oljor (t.ex. i fisk eller kött). Å andra sidan tenderar dioxiner att adsorberas tätt till jordpartiklar, och absorptionen kan vara ganska låg: 13,8% av den givna dosen TEQ i förorenad mark absorberades.
Samma egenskaper som orsakar persistens av dioxiner i miljön orsakar också mycket långsam eliminering hos människor och djur. På grund av låg vattenlöslighet kan njurarna inte utsöndra dem i urinen som sådana. De måste först metaboliseras till mer vattenlösliga metaboliter, men den ämnesomsättningen, särskilt hos människor, är extremt långsam. Detta resulterar i biologiska halveringstider på flera år för alla dioxiner. Den för TCDD uppskattas vara 7 till 8 år, och för andra PCDD/F från 1,4 till 13 år är PCDF i genomsnitt något kortare än PCDD.
Hos däggdjur finns dioxiner mestadels i fett. Fettkoncentrationer verkar vara relativt lika, vare sig det är serumfett, fett i fettvävnad eller mjölkfett. Detta gör det möjligt att mäta dioxinbördan genom att analysera bröstmjölk. Inledningsvis hittas emellertid åtminstone hos försöksdjur, efter en enda dos, höga koncentrationer i levern, men om några dagar kommer fettvävnaden att dominera. I råttlever orsakar dock höga doser induktion av CYP1A2 -enzym, och detta binder dioxiner. Beroende på dosen kan således förhållandet mellan fett- och levervävnadskoncentrationer variera avsevärt hos gnagare.
Användningsområden
Dioxiner har inga vanliga användningsområden. De tillverkas i liten skala för kemisk och toxikologisk forskning, men mest förekomma som biprodukter av industriella processer, såsom blekning av pappersmassa , bekämpningsmedel tillverkning, och förbränningsprocesser, såsom förbränning . Avfrostningsmedlet Orange innehöll dioxiner. Den Stockholmskonventionen förbjöd produktion och användning av dioxiner i 2001.
Källor
Miljökällor
PCDD/F-föreningar syntetiserades aldrig för något ändamål, förutom små mängder för vetenskaplig forskning. Små mängder PCDD/F bildas när organiska ämnen, syre och klor är tillgängliga vid lämpliga temperaturer. Detta förstärks av metallkatalysatorer som koppar. Det optimala temperaturintervallet är 400 ° C till 700 ° C. Detta innebär att bildningen är högst när organiskt material bränns under mindre än optimala förhållanden som öppen eld, byggbränder, eldstäder i hemmet och dåligt drivna och/eller konstruerade fasta avfallsförbränningsugnar. Historiskt sett var förbränning av kommunalt och medicinskt avfall den viktigaste källan till PCDD/F.
PCB-föreningar , som alltid innehåller låga koncentrationer av dioxinliknande PCB och PCDF, syntetiserades för olika tekniska ändamål (se polyklorerade bifenyler ). De har kommit in i miljön genom olyckor som bränder eller läckage från transformatorer eller värmeväxlare, eller från PCB-innehållande produkter på deponier eller vid förbränning. Eftersom PCB är något flyktiga har de också transporterats långa sträckor med flyg som leder till global distribution inklusive Arktis. Endast en mindre del av PCB i blandningar är dioxinliknande.
Andra källor till PCDD/F inkluderar:
- Okontrollerad förbränning, särskilt öppen förbränning av avfall ("bakgårdstunnebränning"), oavsiktliga bränder, skogsbränder. Dessa är för närvarande de viktigaste källorna.
- Metallsmältning och raffinering
- Klorblekning av massa och papper - historiskt viktig källa till PCDD/F till vattenvägar.
- Syntesbiprodukter av flera kemikalier, särskilt PCB, klorfenoler , klorfenoxisyraherbicider och hexaklorofen .
- (Historiskt) Motorer med blyhaltigt bränsle , som innehöll tillsatserna 1,2-dikloretan och 1,2-Dibromoethane .
Vid avfallsförbränning
Förbättringar och ändringar har gjorts i nästan alla industriella källor för att minska produktionen av PCDD/F. Vid avfallsförbränning fortsätter stora mängder publicitet och oro omgiven av dioxinliknande föreningar under 1980-90-talen att genomsyra allmänhetens medvetande, särskilt när nya förbrännings- och avfall-till-energianläggningar föreslås. Som ett resultat av dessa problem har förbränningsprocesser förbättrats med ökade förbränningstemperaturer (över 1000 ° C), bättre ugnskontroll och tillräcklig uppehållstid för att säkerställa fullständig oxidation av organiska föreningar. Idealt, oxiderar en förbränningsprocess allt kol till CO 2 och konverterar alla klor till HCl eller oorganiska klorider före de gaser som passerar genom fönstret temperatur av 700-400 ° C, där PCDD / F-bildandet är möjlig. Dessa ämnen kan inte lätt bilda organiska föreningar, och HCl neutraliseras enkelt och säkert i skrubbern medan CO 2 ventileras till atmosfären. Oorganiska klorider införlivas i askan.
Skrubber- och partikelborttagningssystem lyckas fånga några av PCDD/F som bildas även i sofistikerade förbränningsanläggningar. Dessa PCDD/F förstörs i allmänhet inte utan flyttas in i flygaskan . Katalytiska system har konstruerats som förstör ångfas-PCDD/F vid relativt låga temperaturer. Denna teknik kombineras ofta med påsehuset eller SCR -systemet i bakänden på en förbränningsanläggning.
Europeiska unionens gränser för koncentration av dioxinliknande föreningar i den utsläppta rökgasen är 0,1 ng/Nm³ TEQ.
Både i Europa och i USA har utsläppen minskat dramatiskt sedan 1980 -talet, till och med 90% (se figur). Detta har också lett till minskade bördor i människokroppen, vilket tydligt demonstreras av minskningen av dioxinkoncentrationer i bröstmjölk. Med den avsevärda minskningen av utsläppen från kommunala avfallsförbränningsanläggningar har andra potentiellt stora källor till dioxinliknande föreningar, till exempel från skogs- och vilda bränder, ökat i förhållande till industriella källor. De ingår dock inte i den totala inventeringen på grund av osäkerheter i tillgänglig data. En nyare studie om miljöpåverkan av oavsiktliga bränder, inklusive skogsbränder , uppskattade utsläppen från dioxiner (PCDD/F) till ungefär motsvarande dem från trafik och kommunalt avfallsförbränning.
Öppen förbränning av avfall (bakgårdstunnbränning) har inte minskat effektivt, och i USA är det nu den viktigaste källan till dioxiner. De totala amerikanska årliga utsläppen minskade från 14 kg 1987 till 1,4 kg år 2000. Bakgardets fatförbränning minskade dock endast måttligt från 0,6 kg till 0,5 kg, vilket resulterade i över en tredjedel av alla dioxiner år 2000 från enbart bakgård.
Låga koncentrationer av dioxiner har hittats i vissa jordar utan någon antropogen kontaminering. Ett förvirrande fall av mjölkförorening upptäcktes i Tyskland. Källan befanns vara kaolin tillsatt till djurfoder. Dioxiner har upptäckts upprepade gånger i leror från Europa och USA sedan 1996, med förorening av lera antaget att vara resultatet av gamla skogsbränder eller liknande naturliga händelser med koncentration av PCDD/F under lersedimentering.
Dioxiner och sockerrör
Vid sockerrörsodling används den återstående bagassen efter extraktion av socker i stora mängder för energiproduktion, och lokalt har det ansetts vara en anmärkningsvärd källa till dioxiner. Detta indikerar i princip att förbränning av organiskt material producerar dioxiner och det bör göras vid tillräckligt höga temperaturer och det bör finnas korrekt filtrering av rökgaser. För behandling av gaser och föroreningar använder sockerrörsindustrin ofta våta gasskrubber, som Venturi -typen. Dessutom används andra behandlingssystem som är elektrostatiska fällare och påsfilter . Dessa metoder kan vara otillräckliga
Miljöbeständighet och bioackumulering
Alla grupper av dioxinliknande föreningar är persistenta i miljön. Mycket få jordmikrober eller djur kan bryta ner PCDD/F med laterala klor (position 2,3,7 och 8). Detta orsakar mycket långsam eliminering. Men forskare vid Martin Luther University fann nyligen att en typ av bakterier Dehalococcoides CBDB1 kan extrahera klor från dioxinföreningar i frånvaro av syre. Ultraviolett ljus bryter långsamt ner dessa föreningar. Lipofilicitet (tendens att söka efter fettliknande miljöer) och mycket dålig vattenlöslighet får dessa föreningar att flytta från vattenmiljö till levande organismer som har lipidcellstrukturer. Detta kallas bioackumulering . Ökning av klorering ökar både stabilitet och lipofilicitet. Föreningarna med de allra högsta klorantalet (t.ex. oktaklorodibenso-p-dioxin) är emellertid så dåligt lösliga att detta hindrar deras bioackumulering. Bioackumulering följs av biomagnifiering . Lipidlösliga föreningar ackumuleras först till mikroskopiska organismer som växtplankton (plankton av växtkaraktär, t.ex. alger). Växtplankton konsumeras av djurplankton, detta av ryggradslösa djur som insekter, dessa av små fiskar, och vidare av stora fiskar och sälar. I varje steg eller trofisk nivå är koncentrationen högre, eftersom de ihållande kemikalierna inte "bränns" när den högre organismen använder fettet från bytesorganismen för att producera energi.
På grund av bioackumulering och biomagnifiering är arten i toppen av den trofiska pyramiden mest sårbara för dioxinliknande föreningar. I Europa har havsörnen och vissa sälarter närmat sig utrotning på grund av förgiftning av ihållande organiska föroreningar. På samma sätt minskade befolkningen av skalliga örnar i Amerika på grund av POPs som orsakade gallring av äggskal och andra reproduktionsproblem. Vanligtvis har felet tillskrivits mestadels DDT , men dioxiner är också en möjlig orsak till reproduktionseffekter. Både i Amerika och i Europa har många sjöfåglar höga koncentrationer av dioxiner, men vanligtvis inte tillräckligt höga för att störa deras reproduktiva framgång. På grund av kompletterande vintermatning och andra åtgärder återhämtar havsörnen (se Havsörn ). Även ringsälar i Östersjön återhämtar sig.
Människor är också högst upp i den trofiska pyramiden, särskilt nyfödda. Exklusivt ammade nyfödda uppskattades utsättas för totalt 800 pg TEQ/dag, vilket ledde till en uppskattad kroppsviktbaserad dos på 242 pg TEQ/kg/dag. På grund av en mängd matkällor för vuxna människor är exponeringen mycket mindre i genomsnitt vid 1 pg TEQ/kg-dag, och dioxinkoncentrationerna hos vuxna är mycket mindre vid 10-100 pg/g, jämfört med 9000 till 340 000 pg/g (TEQ i lipid) hos örnar eller sälar som nästan uteslutande äter fisk.
På grund av olika fysikalisk-kemiska egenskaper finner inte alla kongener av dioxinliknande föreningar sina vägar till människor lika bra. Mätt som TEQ är dominerande kongener i mänskliga vävnader 2,3,7,8-TCDD, 1,2,3,7,8-PeCDD, 1,2,3,6,7,8-HxCDD och 2,3 4,7,8-PeCDF. Detta skiljer sig mycket från de flesta källor där hepta- och oktakongener kan dominera. WHO-panelen omvärderade TEF-värden 2005 uttryckte sin oro för att utsläppen inte bör kritiskt mätas som TEQ, eftersom alla kongener inte är lika viktiga. De förklarade att "när en mänsklig riskbedömning ska göras från abiotiska matriser, ska faktorer som öde, transport och biotillgänglighet från varje matris specifikt övervägas".
Alla POP är dåligt vattenlösliga, särskilt dioxiner. Därför har grundvattenförorening inte varit ett problem, inte ens i fall av allvarlig förorening på grund av de viktigaste kemikalierna som klorofenoler. I ytvatten är dioxiner bundna till organiska och oorganiska partiklar.
Källor till mänsklig exponering
Den viktigaste källan till mänsklig exponering är fet mat av animaliskt ursprung (se mänskligt intag ovan) och bröstmjölk. Det finns stor variation mellan olika länder när det gäller de viktigaste objekten. I USA och Centraleuropa har mjölk, mejeriprodukter och kött varit de i särklass viktigaste källorna. I vissa länder, särskilt i Finland och i viss mån i Sverige, är fisk viktig på grund av förorenad baltisk fisk och mycket lågt intag från andra källor. I de flesta länder har en betydande minskning av dioxinintaget inträffat på grund av strängare kontroller under de senaste 20 åren.
Historiskt sett har yrkesmässig exponering för dioxiner varit ett stort problem. Dioxiner bildas som viktiga giftiga sidoprodukter vid framställning av PCB , klorfenoler , klorfenoxisyraherbicider och andra klorerade organiska kemikalier. Detta orsakade mycket höga exponeringar för arbetare under dåligt kontrollerade hygieniska förhållanden. Många arbetare hade klorakne . I en NIOSH -studie i USA var den genomsnittliga koncentrationen av TCDD hos exponerade personer 233 ng/kg (i serumlipid) medan den var 7 ng/kg hos oexponerade arbetare, även om exponeringen hade varit 15–37 år tidigare. Detta indikerar en enorm tidigare exponering. Faktum är att den exakta återberäkningen diskuteras, och koncentrationerna kan ha varit till och med flera gånger högre än ursprungligen beräknat.
Hantering och sprutning av herbicider med klorfenoxisyra kan också orsaka ganska höga exponeringar, vilket tydligt visats av användarna av Agent Orange i den malaysiska nödsituationen och i Vietnamkriget . De högsta koncentrationerna detekterades hos icke -flygande värvad personal (t.ex. att fylla tankarna med flygplan), även om variationen var enorm, 0 till 618 ng/kg TCDD (medelvärde 23,6 ng/kg). Andra yrkesmässiga exponeringar (arbete vid pappers- och massafabriker, stålverk och förbränningsugnar) har varit anmärkningsvärt lägre.
Oavsiktliga exponeringar har varit enorma i vissa fall. De högsta koncentrationerna hos människor efter Seveso -olyckan var 56 000 ng/kg, och den högsta exponeringen som någonsin registrerats hittades i Österrike 1998, 144 000 ng/kg (se TCDD ). Detta motsvarar en dos på 20 till 30 μg/kg TCDD, en dos som skulle vara dödlig för marsvin och vissa råttstammar.
Exponering från förorenad mark är möjlig när dioxiner blåses upp i damm eller barn äter smuts. Inandning visades tydligt i Missouri på 1970 -talet, då spilloljor användes som dammhämmare på hästarenor. Många hästar och andra djur dödades på grund av förgiftning. Dioxiner är varken flyktiga eller vattenlösliga, och därför beror människors exponering på direkt uppätning av jord eller produktion av damm som bär kemikalien. Föroreningar av grundvatten eller andningsånga från kemikalien kommer sannolikt inte att orsaka någon betydande exponering. För närvarande, i USA, finns det 126 Superfund -platser med en färdig exponeringsväg förorenad med dioxiner.
Vidare är det känt att PCB passerar genom reningsverk och ackumuleras i slam som används på jordbruksfält i vissa länder. År 2011 i South Carolina antog SCDHEC föreskrifter för nödslam efter att PCB befanns ha släppts ut till en avfallsbehandlingsanläggning.
PCB är också känt för att spola från industri och mark (aka slamfält) för att förorena fisk, eftersom de har upp och ner i Catawba -floden i North och South Carolina. Statliga myndigheter har publicerat råd om fiskförbrukning på grund av ackumulering av PCB i fiskvävnad.
Det har förekommit flera livsmedelsföroreningar, en av de mest kända inträffade i Belgien 1999. En tank med återvunnet fett som samlats in för djurfoderproduktion förorenades av PCB-olja innehållande cirka 1 g dioxiner och 2 g DL-PCB. Detta orsakade ett stort larm i Europeiska unionen, men på grund av relativt snabba reaktioner och långsam ackumulering av dioxiner hos människor fanns det inga hälsoeffekter. Det förekom en liknande förekomst i Irland 2008. År 2008 upplevde Chile en fläskkris orsakad av höga dioxinkoncentrationer i deras fläskexport. Föroreningarna befanns bero på zinkoxid som används i fläskfoder och orsakade ryktet och ekonomiska förluster för landet, samt ledde till införandet av nya livsmedelssäkerhetsbestämmelser. Dessa avsnitt betonar vikten av matkontroll, och tidig upptäckt garanterar att mycket långsamt ackumulerade dioxiner inte ökar hos människor till nivåer som orsakar toxiska effekter.
TEF -värden och toxicitetsekvivalenter
Alla dioxinliknande föreningar delar en gemensam verkningsmekanism via arylkolvätereceptorn (AHR), men deras styrka är mycket olika. Detta innebär att liknande effekter orsakas av dem alla, men mycket större doser av några av dem behövs än av TCDD. Bindning till AHR såväl som uthållighet i miljön och i organismen beror på förekomsten av så kallade "laterala klorer", vid dioxiner och furaner, klorsubstitut i positionerna 2,3,7 och 8. Varje ytterligare icke-lateralt klor minskar styrkan, men kvalitativt förblir effekterna desamma. Därför är en enkel summa av olika dioxinkongener inte ett meningsfullt mått på toxicitet. För att jämföra olika kongeners toxicitet och göra det möjligt att göra en toxikologiskt meningsfull summa av en blandning skapades ett koncept för toxicitetsekvivalens (TEQ).
Varje kongener har fått en toxicitetsekvivalensfaktor (TEF). Detta indikerar dess relativa toxicitet jämfört med TCDD. De flesta TEF har extraherats från in vivo -toxicitetsdata på djur, men om dessa saknas (t.ex. vid vissa PCB) har mindre tillförlitliga in vitro -data använts. Efter att ha multiplicerat den verkliga mängden eller koncentrationen av en kongener med dess TEF är produkten den virtuella mängden eller koncentrationen av TCDD med effekter av samma storlek som föreningen i fråga. Denna multiplikation görs för alla föreningar i en blandning, och dessa "ekvivalenter av TCDD" kan sedan helt enkelt tillsättas, vilket resulterar i TEQ, mängden eller koncentrationen av TCDD toxikologiskt ekvivalent med blandningen.
TEQ -omvandlingen gör det möjligt att använda alla studier på den bäst studerade TCDD för att bedöma toxiciteten hos en blandning. Detta är mest användbart i regleringsarbete, men det kan också användas i vetenskapliga studier. Detta liknar det vanliga måttet för alla alkoholhaltiga drycker: öl, vin och whisky kan läggas ihop som absolut alkohol, och denna summa ger det toxikologiskt meningsfulla måttet på den totala effekten.
TEQ gäller endast dioxinliknande effekter medierade av AHR. Vissa toxiska effekter (särskilt PCB) kan vara oberoende av AHR, och dessa tas inte med i beräkningen genom att använda TEQ.
TEF är också approximationer med viss mängd vetenskapligt omdöme snarare än vetenskapliga fakta. Därför kan de omvärderas då och då. Det har funnits flera TEF -versioner sedan 1980 -talet. Den senaste omvärderingen gjordes av en expertgrupp från Världshälsoorganisationen 2005.
| Klass | Medfödd | Giftig ekvivalensfaktor |
|---|---|---|
| Polyklorerade dioxiner | 2,3,7,8-TCDD | 1 |
| 1,2,3,7,8-PeCDD | 1 | |
| 1,2,3,4,7,8-HxCDD | 0,1 | |
| 1,2,3,6,7,8-HxCDD | 0,1 | |
| 1,2,3,7,8,9-HxCDD | 0,1 | |
| 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD | 0,01 | |
| OCDD | 0,0003 | |
| Polyklorerade dibensofuraner | 2,3,7,8-TCDF | 0,1 |
| 1,2,3,7,8-PeCDF | 0,03 | |
| 2,3,4,7,8-PeCDF | 0,3 | |
| 1,2,3,4,7,8-HxCDF | 0,1 | |
| 1,2,3,6,7,8-HxCDF | 0,1 | |
| 1,2,3,7,8,9-HxCDF | 0,1 | |
| 2,3,4,6,7,8-HxCDF | 0,1 | |
| 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF | 0,01 | |
| 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF | 0,01 | |
| OCDF | 0,0003 | |
| Icke-ortosubstituerade PCB | 3,3 ', 4,4'-TCB (77) | 0,0001 |
| 3,4,4 ', 5-TCB (81) | 0,0003 | |
| 3,3 ', 4,4', 5-PeCB (126) | 0,1 | |
| 3,3 ', 4,4', 5,5'-HxCB (169) | 0,03 | |
| Mono-ortosubstituerade PCB | 2,3,3 ', 4,4'-PeCB (105) | 0.00003 |
| 2,3,4,4 ', 5-PeCB (114) | 0.00003 | |
| 2,3 ', 4,4', 5-PeCB (118) | 0.00003 | |
| 2 ', 3,4,4', 5-PeCB (123) | 0.00003 | |
| 2,3,3 ', 4,4', 5-HxCB (156) | 0.00003 | |
| 2,3,3 ', 4,4', 5'-HxCB (157) | 0.00003 | |
| 2,3 ', 4,4', 5,5'-HxCB (167) | 0.00003 | |
| 2,3,3 ', 4,4', 5,5'-HpCB (189) | 0.00003 |
- (T = tetra, Pe = penta, Hx = hexa, Hp = hepta, O = octa)
De 2,3,7,8-substituerade PCDD: erna
De 2,3,7,8-substituerade PCDF: erna
Dioxinliknande PCB
Referenser
-
En del innehåll i denna artikel extraherades från dioxiner och dioxinliknande föreningar: toxicitet hos människor och djur, källor och beteende i miljön på Wikiversity, som är licensierat enligt Creative Commons Attribution-Share Alike 3.0 (Unported) (CC- BY-SA 3.0) licens .
