Potravní koš - Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí

7) Potravní koš
Státní zdravotní ústav Praha
http://www.szu.cz/
Monitoring zdravotního stavu obyvatelstva ve vztahu k znečištění životního prostředí. Projekt
č. IV: "dietární expozice člověka".
Zodpovědná osoba: Doc. MVDr. Jiří Ruprich, CSc., [email protected]
Cílem dlouhodobého monitorovacího programu byl i v období let 2004/2005 odhad
průměrné hodnoty expozice populace ČR vybraným chemickým látkám. Získaná data slouží
současně i k pravděpodobnostnímu hodnocení chronických expozičních dávek (hodnocení se
provádí za delší časový interval 4-6 roků). Obsah chemických látek v potravinách může
představovat zdravotní riziko nenádorových nebo nádorových onemocnění.
V období let 2004/2005 byly pro odhad expozičních dávek použity dvě hodnoty
očekávané spotřeby potravin: „skutečná hodnota spotřeby“ (získaná ze studie individuální
spotřeby potravin SISP04, která poskytuje i hodnoty průměrného přívodu potravin na osobu
v ČR v roce 2003/2004) a model doporučených dávek potravin (tzv. potravinová pyramida).
Sadu vzorků dodávaných k chemické analýze tvořilo 205 individuálních druhů
potravin, které byly sváženy ze čtyř regionů republiky (12 míst v republice, region A = Plzeňměsto, České Budějovice, Benešov, region B = Ústí nad Labem, Jablonec nad Nisou, Praha,
region C = Hradec Králové, Šumperk, Ostrava, region D = Žďár nad Sázavou, Brno,
Znojmo). Celkový počet odebraných vzorků potravin (některé druhy potravin jsou odebírány
opakovaně a ve více značkách) tak činil 3696 / republiku / 2 roky. Z ekonomických důvodů
byly vzorky potravin kombinovány do tzv. kompozitních vzorků podle regionů. Vzorky
zastupující každý region byly standardně kulinárně upraveny a pak míchány do 143 druhů
kompozitních vzorků pro každý ze čtyř regionů republiky, některé opakovaně, takže celkový
počet za region činil 220 kompozitních vzorků. K analýze na obsah chemických látek bylo za
sledované období a republiku dodáno celkem 880 kompozitních vzorků. Pro stanovení
některých chemických látek byly kompozitní vzorky z jednotlivých regionů dále míchány tak,
že republiku reprezentuje sada 143 směsných kompozitních vzorků. Některá speciální
analytická stanovení (toxické kongenery PCB, dibenzofurany a dioxiny) používají odlišný,
racionálně podložený, výběr či kombinaci vzorků potravin.
Ve vzorcích potravin bylo kvantifikováno 101 individuálních chemických látek.
Zjištěné koncentrace chemických látek byly použity pro výpočet odhadu průměrných
expozičních dávek pro populaci ČR v období let 2004-2005. Pro dlouhodobé srovnání
expozičních dávek (od roku 1994) byl použit model doporučených dávek potravin pro ČR,
který je stanoven pro 5 různých skupin populace (děti, muži, ženy, těhotné/kojící ženy, starší
osoby). Model umožňuje standardizaci výsledků tak, aby bylo možné dlouhodobé sledování
trendu změn koncentrací chemických látek v potravinách, nezávisle na „skokové“ změně
údajů o spotřebě potravin.
Průměrná chronická expoziční dávka populace sledovaným organickým látkám ze
skupiny tzv. perzistentních organických polutantů zakázaných tzv. Stockholmskou konvencí
(polychlorované bifenyly (PCB), aldrin, endrin, dieldrin, methoxychlor, endosulfan,
heptachlor epoxid, hexachlorbenzen (HCB), α-, β-, δ-, γ- (lindan) izomer
hexachlorcyklohexanu, izomery DDT, DDD, DDE, α-, γ-, oxy- chlordan, mirex)
z potravin nedosáhla v roce 2004-2005 hodnot, které jsou spojovány s významným zvýšením
pravděpodobnosti poškození zdraví (nekarcinogenní efekt) konzumenta. Míra expozice
odhadovaná podle skutečné spotřeby potravin (SISP04) dosáhla nejvyšší úrovně u PCB.
Expozice sumě sedmi indikátorovým kongenerům PCB dosáhla průměrné úrovně asi 2,9 %
tolerovatelného denního přívodu (TDI). Tato hodnota je nižší než bylo popisováno
v předchozích letech. Tato změna je však spíše podmíněna použitím laboratorní metody
s nižší mezí stanovitelnosti, což snížilo nejistotu bodového odhadu expozice. Největší počet
pozitivních analytických záchytů byl při použití těchto analytických metod pozorován pro
kongenery PCB č. 138, 153 a 180 (53, 53 a 40 %).
Vysoký počet analytických záchytů byl již tradičně pozorován pro p,p´DDE (66 %).
V období let 2004 – 2005 byl počet záchytů u o,p DDD, γ isomeru HCH a HCB nižší (13 %,
25 % a 37 %), než bylo zjištěno v předcházejícím období. Kolísání počtu záchytů souvisí
s tradičně nízkými měřenými hodnotami koncentrací a z toho plynoucími nízkými
expozičními
dávkami
(např.
0,1
%
PTDI
pro
"sumu
DDT"
=
p,p´DDT+o,pDDT+p,p´DDD+p,p´DDE, 3 % TDI pro HCB). Výsledky potvrzují přetrvávající
plošnou kontaminaci těmito perzistentními organickými polutanty, ale na úrovni velmi
nízkých koncentrací, bez závažného významu pro zdraví konzumentů.
Odhad expoziční dávky látkám s tzv. dioxinovým účinkem (TEQ 2,3,7,8-TCDD pro
sumu 29 toxických kongenerů PCB, dioxinů a dibenzofuranů) představoval v letech 2004
2005 hodnotu asi 4,4 – 6,1 pg WHO TEQ TCCD/kg t.hm./týden. To představuje hodnotu asi
31 - 44 % TWI (EU). Tato hodnota je nižší ve srovnání s předchozími léty, což je ovlivněno
především použitím novějších dat o spotřebě potravin (SISP04). Relativně příznivý výsledek
nelze přeceňovat vzhledem k velmi malému počtu výsledků analýz (4 / rok). Výsledky jsou
také stanoveny pro průměrnou osobu v ČR, pro děti je proto potřeba uvažovat vyšší hodnotu
expoziční dávky. Na tzv. dioxinové toxicitě se podílely PCB 65 – 76 %, dibenzofurany 23 –
35 % a dioxiny 0 – 1 %. Nejvyšší přívod byl zjištěn především z másla a ryb a rybích výrobků
(cca 2/3 zjištěného podílu z TWI).
Expoziční dávky odhadované podle modelů doporučených dávek potravin dosahují
nejvyšších hodnot pro kategorii dětí ve věku 4-6 roků. Expozice sumě sedmi indikátorovým
kongenerům PCB byla u dětí 10,7 % TDI. Expoziční dávky polychlorovaným bifenylům
zobrazené na obr. 7.3 jsou nižší ve srovnání s jejich prezentací v minulých letech. Projevuje
se tak uplatnění laboratorní metody s nižší mezí stanovitelnosti (kalkulace výsledků menších
než mez stanovitelnosti jako 1/2 LoQ - snížení nejistoty stanovení). Přesnější hodnocení může
poskytnout pravděpodobnostní hodnocení expoziční dávky, což však vyžaduje větší počet
naměřených dat.
Obr. 7.1: Expozice indikátorovým kongenerům PCB z příjmu potravin.
V období let 2004 - 2005 byla rovněž sledována skupina 15 polyaromatických
uhlovodíků (PAH) a akrylamid ve všech typech potravin. Ve vybraných typech potravin
(8 druhů - konzervy masné, paštiky konzervy, rybí konzervy, zelenina sterilovaná, protlaky
zeleninové, kompoty, džemy a marmelády, výživa dětská ovocná) byl sledován celkový cín.
Ve všech případech byly výsledky odhadů expozic poměrně příznivé. Např. expoziční dávka
benzo(a)pyrenu činila pouze 0,002 μg / kg t.hm. / den. Expoziční dávka akrylamidu byla
odhadnuta ve výši 0,43 μg / kg t.hm. / den. Expozice celkovému cínu z vybraných potravin
dosáhla pouze 12 μg / kg t.hm. / den (0,6% PTWI).
a) Polychlorované bifenyly (PCB)
Expozice populace indikátorovým kongenerům PCB je zjišťována od roku 1994. Od
roku 1999 je kvantifikováno 7 tzv. indikátorových kongenerů PCB (28, 52, 101, 118, 138,
153, 180) . Podrobné informace o monitoringu jsou uvedeny v publikacích Státního
zdravotního ústavu v Praze, popisujících dietární expozici člověka v ČR (Ruprich aj., 1995 –
2004).
V období 2004/2005 byla analyzována sada 7 kongenerů PCB v 220 tzv.
reprezentativních kompozitních vzorcích (jeden průměrný spotřební koš potravin pro ČR),
které představovaly 205 druhů potravin v podobě 3696 individuálních vzorků.
Nekarcinogenní efekt PCB :
• v současnosti není (IPCS, Health and Safety Guide No. 68, 1992) stanovena doporučená
limitní expozice pro nekarcinogenní efekt sumě (mixtuře) PCB obecně.
• RfD (IRIS, 2006) je stanovena pro některé technické směsi PCB :
1. Aroclor 1016 RfD = 0.00007 mg / kg t.hm. / den
2. Aroclor 1248 RfD = není stanovena
3. Aroclor 1254 RfD = 0.00002 mg / kg t.hm. / den
4. Aroclor 1260 RfD = není stanovena
5. "Mixtura PCB" RfD = není stanovena
• Pro hodnocení byla dříve v ČR používána neoficiální hodnota TDI ve výši 1 ug sumy PCB /
kg t.hm. / den. Na základě poznatků o obecné toxicitě Arocloru 1242 pro opice makak rhesus
(NOAEL stanoven na 40 ug / kg t.hm. / den), úsudku JECFA (Tech. Rep. Ser., 789) a IPCS
(HSG, 68), že není praktického dokladu o vyšší toxicitě pro člověka a akceptování této
hodnoty i v jiných evropských státech (např. Holandsko, 1995), byla hodnota TDI v ČR
snížena na 0.4 ug sumy PCB /kg t.hm. / den (SF = 100). Tato hodnota byla použita i v našem
případě.
• Karcinogenní efekt PCB (upraveno podle IRIS, 2006): je hodnocen pomocí tzv. OSF (oral
slope factor)
6. Aroclor 1016 OSF = není stanoven
7. Aroclor 1248 OSF = není stanoven
8. Aroclor 1254 OSF = není stanoven
9. Aroclor 1260 OSF = není stanoven
10. "Mixtura PCB" OSF = stanoven stupňovitě
Analýza dat pro populaci v ČR vedla k odhadu průměrné expoziční dávky na úrovni
2.9 % TDI (na základě sumy 7 kongenerů, metoda B). Z hlediska zastoupení jednotlivých
kongenerů byly tradičně nejvíce zastoupeny kongenery č. 138, 153 a 180, což odpovídá
předpokladu akumulace PCB v potravním řetězci.
Dlouhodobé srovnání odhadu expozičních dávek sumě 7 kongenerů PCB (srovnání
výsledků měření metodou B) v letech 1996 - 2005 má mírně sestupnou tendenci. Srovnání
bylo provedeno pomocí modelu doporučených dávek potravin. Z grafu zřetelně vyplývá asi
3x vyšší zátěž u dětí, kde je spotřeba potravin na kg t.hm. vyšší. Průměrná expoziční dávka se
u nich teoreticky pohybuje na úrovni asi 11 % TDI.
Obr. 7.2: Expoziční dávky množství PCB.
´
Mezi nejvýznamnější expoziční zdroje (metoda B) patří zejména potraviny
živočišného původu, s vyšším obsahem tuků, kde se PCB mohou kumulovat. Nejvyšší
koncentrace reziduí pesticidů se vyskytovaly v masných výrobcích, sladkovodních rybách,
rybích výrobcích a v másle. Vyšší expoziční dávky lze očekávat zejména u osob s vyšším
příjmem živočišných tuků. Snížení konzumace živočišných tuků může významně přispět ke
snížení expoziční dávky. V naší populaci je spotřeba tuků vyšší, než je doporučováno. Klesá
sice spotřeba živočišných tuků a roste spotřeba rostlinných tuků, ale pokles stále není
dostatečný. Pozornost zasluhují především děti, u kterých je expoziční dávka přirozeně vyšší
než u dospělých osob.
b) Dioxiny, dibenzofurany a PCB s dioxinovým efektem
Dietární expozice toxickým kongenerům dioxinů (PCDD), dibenzofuranů (PCDF)
a polychlorovaných bifenylů (PCB) s dioxinovým efektem je rámcově zjišťována od roku
2000. Počet analyzovaných vzorků a výběr příslušných toxických kongenerů je určen
finančními a analytickými možnostmi. Od roku 1997 byly v omezené sérii vzorků orientačně
analyzovány tzv. toxické (koplanární) kongenery PCB (tři non-ortho kongenery - 77, 126,
169, dále osm mono-ortho kongenerů - 105, 114, 118, 123, 156, 157, 167, 189 a dva di-ortho
kongenery - 170, 180), v souladu s literárním doporučením. Získané výsledky byly zatíženy
značnou nejistotou, ale podpořily význam studia možného příspěvku PCB k toxicitě
vyjadřované ekvivalentem 2,3,7,8 TCDD (TEQ TCDD).
V roce 2000 až 2004/2005 byla analyzována sada 29 kongenerů dioxinů,
dibenzofuranů a PCB vždy ve 4 speciálních kompozitních vzorcích, které reprezentovaly
dietu složenou z potravin s dieteticky významným množstvím tuku. Pro každý rok je tak
k dispozici sada 116 výsledků (4 x 29). Speciální kompozitní vzorek byl připraven smísením
vybraných kompozitních vzorků příslušných pro daný region v poměru, který odpovídal
spotřebě potravin. Takový kompozitní vzorek byl pro další hodnocení považován za
reprezentativní z hlediska průměrné diety, regionu a roku. Analytické stanovení bylo
zabezpečováno externím pracovištěm (HS Frýdek Místek). V roce 2000 a 2001 byla použita
metoda HRGC/MS, od roku 2002 pak nově metoda HRGC/HRMS.
Vyšší expoziční dávky lze očekávat zejména u osob s vyšším příjmem živočišných
tuků. Snížení konzumace živočišných tuků může významně přispět ke snížení expoziční
dávky. V naší populaci je spotřeba tuků vyšší, než je doporučováno. Klesá sice spotřeba
živočišných tuků a roste spotřeba rostlinných tuků, ale pokles stále není dostatečný.
c) Hexachlorocyklohexan (HCH) - α, β, δ isomery
Expozice populace α, β a δ isomeru HCH je zjišťována od roku 1994.
V období 2004/2005 bylo analyzováno 220 tzv. reprezentativních kompozitních vzorků (jeden
průměrný spotřební
koš potravin pro ČR), které reprezentovaly 205 druhů potravin v podobě 3696 individuálních
vzorků.
Pro isomer α, β a δ není stanovena limitní expozice ani JECFA FAO/WHO (CA,
1995) ani US EPA (IRIS, 2006). OSF (IRIS, 2006) byl pro α isomer stanoven na 6.3 E+00,
pro β isomer na 1.8 E+00 a pro δ isomer OSF stanoven není (klasifikace D).
Protože nejsou stanoveny mezinárodně uznávané limitní expoziční dávky, nelze
provést hodnocení pro nekarcinogenní efekt. Odhad průměrné expoziční dávky pro populaci
v ČR činil 0.0010 ug pro α isomer, 0.0006 ug pro β isomer (nejvíce perzistentní z HCH)
a 0.0019 ug pro δ isomer - vše vztaženo na kg t.hm. / den. Tyto hodnoty jsou srovnatelné se
zátěží populace v rozvinutých zemích světa (IPCS, HSG 53, 1991).
Srovnání bylo provedeno pomocí modelu doporučených dávek potravin. Vývoj
expozičních dávek v letech 1996 – 2004/2005 byl odlišný podle jednotlivých isomerů. Dávka
α isomeru HCH po celé sledované období mírně kolísá. Expozice β isomeru HCH má mírnou
tendenci k poklesu. Expozice δ isomeru HCH rovněž kolísá ve sledovaném období.
Podobně jako u jiných persistentních chlorovaných pesticidů jsou potenciálním
zdrojem živočišné produkty. Výskyt reziduí lze pozorovat zejména u rybích výrobků
a některých masných výrobků.
Výběr 10 nejvyšších analytických záchytů v období 2004/2005 po přepočtu na hodnotu „jak
nakoupeno“.
Obr. 7.3: Expoziční dávky α isomeru HCH.
Obr. 7.4: Expoziční dávky β isomeru HCH.
Obr. 7.5: Expoziční dávky δ isomeru HCH.
Podobně jako u jiných persistentních chlorovaných pesticidů jsou potenciálním
zdrojem živočišné produkty. Výskyt reziduí lze pozorovat zejména u rybích výrobků
a některých masných výrobků.
d) Hexachlorbenzen (HCB)
Expozice populace hexachlorbenzenu je zjišťována od roku 1994. V období
2004/2005 bylo analyzováno 220 tzv. reprezentativních kompozitních vzorků (jeden
průměrný spotřební koš potravin pro ČR) , které reprezentovaly 205 druhů potravin v podobě
3696 individuálních vzorků.
Limitní expoziční dávka JECFA FAO/WHO nebyla pevně stanovena (CA, 1995).
Podle monografie IPCS (EHC 195, 1997, str. 8) byl doporučen TDI (tolerable daily intake) ve
výši 0.00016 mg / kg t.hm. / den pro neoplastický efekt a 0.00017 mg / kg t.hm. / den pro
nekarcinogenní efekt (použit pro hodnocení). Hodnota RfD (IRIS, 2006) je stanovena ve výši
0.0008 mg / kg t.hm. / den. OSF (IRIS, 2006) byl stanoven ve výši 1.6E+00.
Expoziční dávka zjištěná ve 4 regionech ČR je nízká. Průměrná expoziční dávka
odhadovaná pro populaci v ČR činí asi 3.0 % TDI nebo 0.6 % RfD. Odhad expoziční dávky
má ve sledovaném období tendenci k poklesu (viz. Obr. ).
Obr. 7.6: Expoziční dávky hexachlorbenzenu.
Významnou roli hrají zejména potraviny živočišného původu. Na předních místech
z hlediska koncentrace se objevuje máslo, sladkovodní ryby a hovězí mas.
Expoziční dávka pro naši populaci nesignalizuje vysoké zdravotní riziko. Postupně
klesá i počet pozitivních vyšetřovaných vzorků. Přetrvat by zatím měla kontrola vybraných
komodit živočišného původu.
e) DDT, DDE, DDD (TDE)
Expozice populace isomerům DDT a jeho analogům (DDD, DDE) je zjišťována od
roku 1994. V období 2004/2005 bylo analyzováno 220 tzv. reprezentativních kompozitních
vzorků (jeden průměrný spotřební koš potravin pro ČR), které reprezentovaly 205 druhů
potravin v podobě 3696 individuálních vzorků.
Nekarcinogenní efekt :
• Pro sumu p,p´DDT + p,p´DDD (TDE) byla určena limitní expoziční dávka JECFA
FAO/WHO (CA, 1995) v podobě ADI (1984) ve výši 0.020 mg / kg t.hm. / den.
• JMPR FAO/WHO (1996) navrhlo použít limitní expoziční dávku PTDI pro v tucích
rozpustná rezidua sumy p,p´DDT + o,p DDT + p,p´DDD + p,p´DDE ve výši 0.020 mg / kg
t.hm. / den.
• Pro p,p´DDT byla určena RfD US EPA (IRIS, 2006) ve výši 0.0005 mg / kg t.hm. / den.
Karcinogenní efekt :
• OSF pro p,p´DDT (IRIS, 2006) byl stanoven ve výši 3.4 E-01.
• OSF pro p,p´DDD (IRIS, 2006) byl stanoven ve výši 2.4 E-01.
• OSF pro p,p´DDE (IRIS, 2006) byl stanoven ve výši 3.4 E-01.
V žádném ze 4 sledovaných regionů v ČR nebyla překročena žádná z výše
definovaných limitních expozičních dávek pro nekarcinogenní efekt.
• Při hodnocení průměrné expoziční dávky p,p´DDT pro populaci v ČR byla zjištěna dávka na
úrovni 0.7 % RfD US EPA.
• Odhad průměrné expoziční dávky pro sumu p,p´DDT + p,p´DDD činí méně než 0.1 %
limitní expoziční dávky JECFA FAO/WHO.
• Odhad průměrné expoziční dávky pro sumu p,p´DDT + o,p DDT + p,p´DDD + p,p´DDE
činí méně než 0.1 % podle limitní expoziční dávky PTDI navržené JMPR FAO/WHO.
Ve sledovaném období byl vývoj expozičních dávek relativně příznivý. Zjištěné
hodnoty expozic jsou nízké.
Následující grafy popisují situaci ve vývoji expoziční dávky pro p,p´DDT, o,p´ DDT,
p,p´DDD, o,p DDD, p,p´DDE a o,p DDE, pomocí modelu doporučených dávek potravin.
Obr. 7.7: Expoziční dávky o,p´ DDT.
Obr. 7.8: Expoziční dávky p,p´ DDT.
Obr. 7.9: Expoziční dávky o,p´ DDD.
Obr. 7.10: Expoziční dávky p,p´ DDD.
Obr. 7.11: Expoziční dávky o,p´ DDE.
Obr. 7.12: Expoziční dávky p,p´ DDE.
Mezi zdroje expoziční dávky patřily především komodity živočišného původu. Za pozornost
stojí výskyt v rybách a rybích výrobcích. Zaznamenán byl i výskyt v masných výrobcích.
Přetrvávajícím zdrojem je i mléčný tuk.