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., ruprich@chpr.szu.cz 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.