k5gifter, 03-11-20,
Miljöföreläsning 5: miljögifter och hälsoeffekter
Denna föreläsning behandlar hälsoeffekter och miljögifter. Toxikologi är läran om gifter. När man
söker kunskap om eventuellt miljöfarliga ämnens effekter på människor, så är man oftast intresserad
av att försöka bedöma riskerna då många människor utsätts för låga doser av dessa ämnen.
Farligheten vid höga doser är ofta väl känd, men det kan vara svårt att bedöma risken med att många
individer utsätts för en mindre dos. I detta sammanhang kommer speciellt cancerogena effekter att
behandlas. Avslutningsvis kommer miljögifter, speciellt långlivade organiska ämnen, att diskuteras.
Toxikologi
Toxikologins fader anses ibland vara 1500-talsläkaren och filosofen Paracelsus, bl. a. därför att han
kanske var den förste insåg att i princip allt är giftigt, allt är en fråga om dos (F5.2). Detta illustreras
av F5.3, som ger exempel på dödliga doser av olika ämnen för möss. (LD50 står för lethal dose
50%, dvs. den dos som dödar 50% av försöksdjuren.) Vanligt bordssocker uppfattas sällan som
gift, det är hälften så giftigt som alkohol, medan vanligt bordssalt (sodium chloride) är fem gånger
så giftigt som alkohol. Hundra gånger giftigare än alkohol är DDT (det första kända
insektsbekämpningsmedlet) och koffein. Mer än 10.000 gånger giftigare än alkohol är stryknin och
nikotin, 10.000.000 gånger giftigare är dioxin och 1 miljard gånger giftigare är ett gift från
botulinusbakterien.
Det finns idag 10 miljoner organiska ämnen beskrivna och c:a 50 - 100.000 används kommersiellt.
Vad finns det då för källor till kunskap om olika ämnens giftighet?
Djurexperiment har använts mycket för att studera kemiska ämnens giftighet. F5.4 visar att olika
arter kan ha mycket olika känslighet. Den dödliga dosen för hamster är t.ex. 5000 gånger större än
den dödliga dosen för marsvin.
Det är också viktigt att påpeka att den dos som krävs för att döda försöksdjur (LD50) inte
säger allt om hur farligt eller ofarligt ett ämne är. Ett miljögift kan ha andra effekter, t.ex. skada
äggen hos fågelarter så att de inte kan reproducera sig, som visar sig vid lägre doser.
Detta gör att enkla tester av LD50 endast ger begränsad kunskap om hur farligt ett ämne
egentligen är.
EU-kommissionen vill undersöka giftigheten hos 30.000 kemiska ämnen som används
kommersiellt. Enbart för att testa LD50 skulle det kanske krävas miljontals försöksdjur.
För att få kunskap om hur människor påverkas finns följande möjligheter:
- vävnadsodlingar; kan ge information om hur olika organ påverkas, men har begränsat värde för
att bedöma hur en hel organism påverkas
- direkta experiment; måste vara ofarliga
- epidemiologiska studier. Detta är en betydelsefull statistisk metod där en grupp med känd
exposition jämförs med en kontrollgrupp. Cancerrisker hos olika yrkesgrupper kan t.ex. användas
för att få information om olika ämnens farlighet (F5.5).
Vid tolkningen av epidemiologiska studier måste man vara medveten om osäkerheter p.g.a.:
statistisk osäkerhet
bakgrundsnivå
orsakssamband
Med respons menas hur stor andel, ofta i procent, av de försöksdjur eller individer som ingår i en
grupp som drabbas av en specifik effekt, t.ex. en viss sjukdom, om de utsätts för en viss dos, (F5.6).
(LD50 som nämndes ovan är t.ex. den dos som ger responsen 50%.) Genom att responsen studeras
som funktion av dosen fås dos-responssamband. Ofta räknas dos i mängd gift per kroppsvikt, t.ex.
mg/kg. Det är normalt enkelt att bestämma responsen för höga doser, dvs. doser där responsen är
stor, t.ex. 50%. I F5.6 är det ganska lätt att se att dosen för en respons på 50% är ungefär 3-4. Men
när det gäller risk för hälsoeffekter av miljögifter så gäller frågan oftast ett mycket stort antal
individer som utsatts för en låg dos. Då blir det viktigt att bestämma responsen även vid de låga
doser där responsen är mycket liten. Här kan den statistiska säkerheten vara väldigt låg, se F5.6.
Ett speciellt problem är att det ofta finns en bakgrundsnivå, dvs. det finns en respons även om
dosen är noll. Kurvan i F5.7 visar ett radikalt annorlunda sätt att tolka de data som finns i F5.6. I
F5.7 antas att det finns en tröskelnivå, under vilken man inte har några effekter. Den respons som
syns för lägre nivåer antas vara bakgrund. De två möjliga tolkningarna av data i F5.6 och F5.7 skall
illustrera svårigheten att bedöma risker vid låga doser.
I F5.8 visas ett påhittat dos-respons-samband där det inte råder någon tvekan om att det finns
en korrelation, och i F5.9 visas samma data men "dosen" har bytts ut. Figurerna skall illustrera att
ett statistiskt säkerställt samband inte alls behöver vara ett orsakssamband. Detta är en viktig
svårighet med epidemiologiska studier, att det ofta är svårt att hitta kontrollgrupper som inte skiljer
sig från den exponerade gruppen. Eftersom epidemiologiska studier ofta baseras på undersökningar
av speciella yrkesgrupper så finns det ju risk för att olika livsstil, t.ex. rökvanor och matvanor, kan
påverka resultatet.
Man talar även om dos-effekt-samband som anger hur effekten ändras med stigande dos. Effekter
kan vara av många olika slag, t.ex. mätbara ändringar i blodets sammansättning, huvudvärk,
sjukdom, medvetslöshet. Eftersom olika effekter kan studeras kan ett flertal olika dos-responssamband vara av intresse för samma ämne.
Olika ämnen kan också samverka, detta kallas interaktion. Man skiljer på synergistisk interaktion,
vilket innebär att ämnena samverkar. Additiv synergistisk interaktion innebär att man kan addera
risken från olika ämnen. Potentierad synergistisk interaktion innebär att risken blir större, ibland
mycket större (F5.16), än summan av risken för de olika ämnena var för sig. Antagonistisk
interaktion innebär att den verkliga risken är mindre än summan för de enskilda ämnena. Det är nog
ganska ovanligt även om det faktiskt finns kända exempel på detta.
Kemiska ämnen som tas upp av kroppen på flera olika sätt, t.ex. via magen, andning eller huden.
Väl inne i kroppen kan de transporteras mellan olika organ, lagras (t.ex. i fettvävnad), omvandlas till
ofarliga eller giftiga ämnen i ämnesomsättningen, och/eller utsöndras.
Man skiljer på några olika typer av effekter av skadliga ämnen:
5:2
Toxiska effekter omfattar alla tänkbara typer av giftverkan, förutom mutagena/cancerogena
som behandlas nedan. Det handlar om många olika mekanismer. Ofta kan giftverkan vara beroende
av giftmolekylens rymdstruktur, kroppen har mycket stor förmåga att "känna igen" olika molekyler.
Vissa giftmolekyler kan vara förvillande lika andra molekyler som ingår i cellens ämnesomsättning
vilket skapar förväxlingar som blockerar funktioner. Det finns ju tusentals enzymer som sköter
kemiska omvandlingar, receptorproteiner etc. (se tidigare föreläsning om biosfären).
Mutagena effekter är skador på DNA i könsceller, som ger skadade arvsanlag hos
avkomman. (Med mutagena ämnen menas ämnen som har förmåga att skada DNA, mutagena
ämnen är normalt även cancerogena.)
Cancerogena effekter är sådana som ger upphov till cancer. Cancer innebär att det bildats
celler som är skadade på ett sådant sätt att de blir farliga för kroppen, exempelvis genom
okontrollerad tillväxt. Dessa celler har skador på DNA, vilket förklarar varför mutagena ämnen är
cancerframkallande. Normalt är också cancerframkallande ämnen också mutagena. (För
fullständighetens skull bör det påpekas att det också finns exempel på icke-mutagena ämnen som
kan bidra till att cancer utvecklas, se nedan.)
Fosterskador tas ibland också upp trots att det egentligen inte är en särskild effekt, utan kan
inbegripa olika mekanismer (både toxiska och mutagena). Den tidiga utvecklingen är mycket
känslig, vilket ju avspeglas i t.ex. speciella kostråd för gravida kvinnor, liksom att effekter av
miljögifter i naturen ofta visat sig i samband med fortplantningen.
För toxiska ämnen finns en tröskelnivå under vilken man inte har några effekter. Anledningen till
att man anser att det finns en tröskel för toxiska ämnen ligger i deras funktion. T.ex. så kan ett gift
störa en funktion i kroppen genom att blockera ett protein (t.ex. ett enzym eller en receptorprotein).
Om giftet har en koncentration under en viss nivå påverkas så få molekyler av detta protein att
effekten är försumbar, dvs. funktionen påverkas ej.
F5.14 visar dos-respons samband för ett ämne på två olika organ. Här ser man i det ena fallet något
som liknar en doströskel för effekter på urinblåsan (bladder). Men trots kurvans utseende är det är
inte alls säkert att det verkligen finns en tröskelnivå i detta fall eftersom det handlar om ett
cancerogent ämne. För mutagena/cancerogena ämnen finns det goda skäl att utgå från att det inte
finns någon tröskelnivå.
Icke tröskel. För mutagena/cancerogena ämnen brukar man tala om en "one-hit theory".
Enligt denna teori startar cancer med en skada på ett enda ställe i DNA-kedjan i en enda cell, denna
cell tillfogas sedan ytterligare några skador och så småningom utvecklas cancerceller. För att det
hela skall starta räcker det alltså i princip med att en enda farlig molekyl hamnar på fel ställe och
orsakar denna första skada. Även om risken minskar med dosen blir risken aldrig noll, inte så länge
det finns en sannolikhet att en enda molekyl av det cancerogena ämnet kan komma in i kroppen.
Förutom vid höga doser, se nedan, så kan det därför normalt antas att sannolikheten för att cancer
skall uppkomma är proportionell mot dosen. (Detta gäller dock inte vissa cancerogena ämnen, s.k.
promotorer, som inte är mutagena, och som har en annan funktion än att skada DNA och därför har
en tröskel.) Man brukar därför skilja på icke-cancerogena ämnen som har en tröskel, och
cancerogena/mutagena ämnen som saknar tröskel. (F5.15)
5:3
Cancer
"One-hit"-teorin har tidigare varit omdiskuterad men är numera etablerad. Det som komplicerar
bilden är att det krävs ett flertal skador för att en cell skall omvandlas till en cancercell. Samma
ämne kan ju ge upphov till flera skador på DNA och detta kan beskrivas rent matematiskt med en
"multistage" modell. Multistage-modellen stämmer ofta bättre med experimentella data. Både
multistage-modellen och one-hit-modellen innehåller en term, q1, som gör att responsen
(sannolikheten) är proportionell mot dosen för låga doser. (F5.18). Multistagemodellen kan ses som
en förfining av one-hit-teorin och gemensamt för båda modellerna är alltså att det inte finns någon
tröskelnivå.
one-hit:
P(d) = 1-exp-(q0 + q1d)
multistage:
P(d) = 1-exp-(q0 + q1d + q2d2 + ...... + qndn )
Här är P respons, d är dos och q0, q1, osv. är konstanter. Exponenten i dessa funktioner beror på att
den totala responsen aldrig kan bli större än ett, eller annorlunda uttryckt så räknas andelen av
individerna som har fått cancer, och inte hur många cancertumörer som utvecklats totalt.
(Sannolikheten att en individ får flera tumörer ökar ju vid höga doser.)
Om bakgrundnivån för enkelhetens skull antas vara 0, dvs. P(0) = 0 och således q0 = 0, fås
för låga doser, dvs. där P << 1, ett linjärt samband mellan respons och dos för båda modellerna:
P(d) ≈ q1d
Med ett stort antal koefficienter är det lätt att få god kurvanpassning till experimentella data
med multistagemodellen. Problemet är att man behöver veta att modellen är rätt i lågdosområdet,
dvs. att man får rätt värde på q1. Det visar sig att multistagemodellen är mycket känslig för små
ändringar i indata, dvs. ger en stor osäkerhet i lågdosområdet. Detta visas i F5.19. Här visas två, till
synes nästan identiska kurvor baserade på multistagemodellen. Den viktiga skillnaden mellan dessa
två kurvor är att den linjära termen q1 är 1000 gånger större i det ena fallet, vilket ju innebär att
responsen är 1000 gånger större i lågdosområdet.
Denna stora osäkerhet löser man genom att beräkna ett konfidensintervall och sedan ersätta
q1 med ett värde som motsvarar 95% av konfidensintervallet. Detta anses ge god säkerhet för att
risken inte underskattas. Detta sätt att räkna har av en del kritiserats för att vara för försiktigt, men
det finns även sådana som tycker tvärtom med hänvisning till att det kan finnas grupper som är extra
känsliga. Hur man än vänder sig är det naturligtvis fel att extrapolera data in i lågdosområdet där
försöksdata saknas, men det saknas ju alternativ.
Ett verkligt exempel på hur olika modeller beskriver samma försöksdata visas i F5.20. I
lågdosområdet, högra bilden, visas att skillnaden i den dos som ger en respons på 10-8 varierar
mellan 10-6 och 100, dvs. med 1 000 000 gånger mellan olika modeller.
5:4
Initiering sker oftast genom att ett ämne som reagerar med DNA och ändrar detta (sådana
ämnen är även mutagena), men det finns även andra mekanismer för initiering. Initiering antas
normalt vara "one-hit", dvs. sakna tröskelnivå.
Promotion. Promotorer är ämnen som påskyndar eller effektiviserar utveckling av cancer
(som redan initierats). Detta är ämnen som inte i sig kan ändra DNA, men som på andra sätt hjälpa
till att utveckla cancer, t.ex. genom att påskynda tillväxten av cancerceller. Mekanismen antas
normalt inte vara one-hit, dvs. det finns en tröskelnivå.
Ett exempel på "one-hit" visas i F5.22. Här är ingen skillnad på om hela dosen ges på en
gång eller uppdelad som flera (single/multiple doses). Vidare är det ett linjärt samband med
konstant lutning i mer än tre tiopotenser, vilket ju överensstämmer med "one-hit"-teorin. Benspyren
kan ibland fungera som både initiator och promotor, F5.23. I detta exempel syns en tydlig
tröskelnivå för promotoregenskapen, vilket ger en kurva med två olika lutningar.
Normalt krävs som tidigare nämnts ett flertal skador på DNA-molekylen för att få cancer.
För t.ex. tjocktarmscancer, F5.24, har man identifierat ett förlopp med åtminstone fyra genetiska
förändringar. Den första leder till ökad celltillväxt och ökar sannolikheten för de senare. Figuren
visar ett normalt förlopp men skadorna kan även uppträda i annan ordning.
Bensen är ett cancerogent och mutagent kolväte som finns i t.ex. bensin. Det består av en
platt ring med sex stycken kolatomer, med en dubbelbindning mellan varannan kolatom.
Till varje kolatom hör en väteatom. Bensenringen är byggstenen i ämnen som aromater,
eller polycykliska aromatiska kolväten (PAH). Exempel på sådana ämnen visas i F5.25. (Längst
upp i mitten syns benspyren.) Dessa är stabila, då det är svårt att bryta upp ringen och kallas
aromater för att de doftar. De bildas naturligt vid ofullständig förbränning (t.ex. vedbrasa) och de
större förekommer inte i gasform utan bildar partiklar, sot. Redan på 1700-talet observerades att
sotare har förhöjd frekvens av testikelcancer, först på 30-talet observerades sambandet mellan
rökning och lungcancer.
Betydelsen av miljöfaktorer när det gäller cancer kan visas genom så kallade emigrationsstudier. I
F5.26 visas att om japaner invandrar till USA, så ökar två cancerformer som är ovanliga i Japan,
medan två cancerformer som är vanliga i Japan minskar. Effekten förstärks ytterligare hos nästa
generation. Detta förklaras bland annat med ändrade matvanor. Miljöfaktorer (i vid bemärkelse) är
viktiga för cancer, 60-90% av all cancer tror man beror på miljöfaktorer.
I Sverige ökar antalet människor som drabbas av cancer, men detta kompenseras mer än väl
av att allt fler botas. F5.27 visar ett försök att uppskatta olika miljöfaktorers bidrag till de c:a
33 000 årliga cancerfallen i Sverige. Rökning är en av de viktigaste orsakerna. Mer än var femte
rökare får cancer, dessutom ökar risken för hjärt- kärlsjukdomar mycket kraftigt, och sannolikheten
att dö av rökning är därför mycket stor. Siffran för inverkan av luftföroreningar är osäker.
Det som gör inverkan av låga doser intressant är när många människor utsätts för dessa.
Avsaknaden av doströskel innebär att även mycket låga doser innebär en risk, om än mycket liten.
Om ett fåtal individer utsätts för en så liten risk kan det vara acceptabelt, men detta gäller inte när ett
stort antal människor utsätts för den. Detta gör det angeläget att identifiera och få bort sådana
cancerogena ämnen som många människor utsätts för.
5:5
Miljögifter (ekotoxikologi)
Vad kännetecknar miljögifter?
giftiga
nya ämnen (ofta ämnen som aldrig förekommit i naturen, eller åtminstone ämnen som
normalt förekommer naturligt endast i mycket låga koncentrationer)
svårnedbrytbara (dvs. ämnen som har lång uppehållstid i naturen)
Spridningen har mycket stor betydelse och anrikning i näringskedjor är ett klassiskt kännetecken för
miljögifter:
bioackumulation innebär att man i levande organismer, t.ex. alger och bakterier, får en
koncentration som är betydligt högre än den koncentration som råder i omgivningen (t.ex.
vattnet eller bottensedimentet). Det beror ofta på att ämnet är fettlösligt.
biomagnifikation innebär att giftet ackumuleras i organismer på högre trofinivåer, dvs. för
varje steg uppåt i näringskedjan så ökar halten kraftigt (F5.33).
En mycket stor del av miljögifterna är organiska och de är mycket ofta halogenerade kolväten, dvs.
kolväten där väte (H) är bytt mot klor, fluor eller brom (Cl, F, Br). Det är också vanligt att det är
halogenerade aromatiska kolväten.
En bedömning av om ett ämne är farligt innefattar en exponeringsanalys som visar hur mycket av
ämnet som sprids, och hur detta sprids. Exponeringsanalysen skall visa vilka doser som olika
levande organismer kan utsättas för. En sådan analys är ofta mycket osäker, eftersom
bioackumulation och biomagnifikation kan vara svåra att förutse. Det är därför svårt att räkna i
detalj på olika spridningsvägar och därför måste man använda generella metoder.
Vidare krävs en effektanalys som visar förväntad effekt av en viss dos. Denna är ofta också
mycket osäker, vilket diskuteras nedan.
Med utgångspunkt från dessa två analyser försöker man bedöma hur stora riskerna är i en
riskanalys. För ett beslut krävs emellertid också en nyttoanalys där man bedömer hur stor nyttan är
av ett ämne. Om ämnet utan högre kostnad eller annan olägenhet kan ersättas av ett annat, mindre
farligt ämne, så är nyttan liten. Slutligen måste det göras en sammanvägning där nyttan vägs mot
risken.
När det gäller miljögifter så är alltså osäkerheten stor. För att citera Statens Naturvårdsverk:
"flertalet organiska miljögifter är mycket ofullständigt kartlagda vad gäller förekomst i natur och
samhälle, spridningsvägar, nedbrytningsförlopp och effekter på människor och djur"
Det är inte så fruktbart att prata om ämnen som man ännu inte vet så mycket om. Flera av de
miljögifter som det finns ganska goda kunskaper om är förbjudna sedan länge i Sverige, men kan
ändå vara intressanta för att förstå hur problem kan uppstå. Nedan följer några exempel på "gamla"
och "nya" miljögifter:
källa
5:6
DDT
PCB
dioxin
AOX
bekämpningsmedel
industrikemikalier
industriella processer
massafabriker
(diklorodifenyltrikloretan)
polyklorerade bifenyler
PBB
bromerade flamskyddsmedel
adsorberbart organiskt
halogenerat material
polybromerade bifenyler
DDT är ett insektsgift som började användas under andra världskriget. Eftersom det var mycket
effektivt och uppfattades som tämligen riskfritt belönades det med ett nobelpris 1948. Som framgår
av den inledande tabellen, (F5.3) så är det bara 30 gånger så giftigt som vanligt salt. Men det visade
sig så småningom att det inte alls var så harmlöst och förbjöds på 70-talet i Sverige. Numera
används det bara i tropiska länder, men sprids ändå till våra breddgrader. DDT är mycket stabilt och
i naturen kan det ta decennier att bryta ner det. DDT omvandlas till DDE och DDD som också är
långlivade miljögifter. Dessa ämnen halogenerade kolväten, se ovan, och är därför typiska exempel
på en vanlig struktur för miljögifter. (F5.29) Först ett antal år efter förbudet mot DDT ansågs det
vetenskapligt bevisat att det var DDT som orsakat ett minskande antal havsörnar. (F5.30)
PCB började tillverkas på 20-talet och omfattar 209 stycken mycket stabila ämnen. PCB består av
två sammankopplade bensenringar där ett eller flera väten bytts ut mot klor, F5.31. Även PCB
förbjöds i Sverige på 70-talet. S.k. slutna system läcker fortfarande, t.ex. isolatorvätska i
kondensatorer. Ett antal år efter förbudet mot PCB har man kunnat fastställa säkert att PCB orsakat
skador på sälar. Både PCB och DDT kan man finna i fisk, isbjörn och andra djurarter på Arktis,
långt från alla källor. PCB och DDT är inte särskilt akutgiftiga men de påverkar reproduktionen.
PCB misstänks också ha påverkat minkstammen i Sverige, F5.32. F5.33 visar biomagnifikation av
PCB. Ett samband mellan antal fiskgjusungar och halten av några olika miljögifter visas i F5.34.
Många av de fågelarter som tidigare drabbats hårt har nu börjat återhämta sig.
Med dioxiner menas polyklorerade dibensodioxiner, men oftast räknas även gruppen polyklorerade
dibensofuraner in. Totalt omfattar gruppen 210 olika ämnen. De tolv värsta, "the dirty dozen",
visas i 5.36. Notera att liksom för DDT och PCB har vi kolväten med bensenringar och vissa av
vätena är utbytta mot klor. Dioxiner har liknande giftverkan som PCB (har associerats till en
likartad storlek och form), men är till skillnad från PCB extremt giftiga. Den mest giftiga av
dioxinerna anses vara det mest akut giftiga ämne människan producerat. Det orsakar vidare cancer,
störd fortplantning och nedsatt immunförsvar vid mycket låga doser. Biomagnifikation sker i
många men inte i alla djurarter. En av Europas värsta miljökatastrofer inträffade i Seveso i Italien
1976, då ett fel i fabrik som tillverkade fenoxisyror (växtbekämpningsmedel) gav utsläpp av dioxin
med många skadade och döda som följd. I Vietnamkriget användes fenoxisyror (avlövningsmedel)
som visade sig vara förorenade med dioxiner vilket lett till att 50 000 - 100 000 barn har fötts
missbildade. Dioxinutsläppen i Sverige har minskat en hel del sedan 80-talet. Dioxin har ingen
användning, utan bildas t.ex. vid ofullständig förbränning i närvaro av klor (t.ex. salt eller PVCplast). Exempel på källor är bränder på avfallsupplag, järn- och stålverk och vedeldning, F5.37.
Det finns nu mycket kunskap om dioxiner och PCB och det har visat sig att ju mer man har studerat
dessa ämnen desto fler negativa hälsoeffekter har man funnit.
5:7
Ett mått på klorerade organiska ämnen från massaindustrin är AOX. Dessa utsläpp har minskat
kraftigt som följd av ändrade processer för blekning av papper. Klorgas har avvecklats helt, men
klordioxid används fortfarande.
Bromerade flamskyddsmedel är något som uppmärksammats på sista tiden. I början användes
polybromerade bifenyler (PBB är uppbyggd precis som PCB men med brom i stället för klor). Efter
en förgiftningsolycka där PBB av misstag sålts som fodertillsats, började man använda
polybromerade difenyletrar (PBDE är 209 ämnen som är snarlika PBB, skillnaden är att det sitter en
syreatom mellan de två bensenringarna). Här väger nyttoanalysen tungt eftersom bränder kan orsaka
stora skador.
Vid bedömning av hur farligt ett ämne är finns det anledning att ha stor marginal (F5.38):
Det är stor variation mellan olika arter (man testar inte miljögifter på alla arter och framför
allt inte på människor) och lämplig marginal kan vara från en upp till tre till fyra tiopotenser.
Det är stor variation mellan olika individer inom en art och känsliga individer kan drabbas
vid mycket lägre nivåer. (Detta är främst intressant för människor, när det gäller djur är man mest
intresserad av om en hel population kan påverkas.)
Hur pass relevant är databasen? Detta avser exempelvis hur ämnet doserats till försöksdjur.
Om det skett med mat - i så fall vilken mat? osv.
Vilken typ av effekt har testats? Man har kanske testat dödlighet, men det kan finnas andra
skadliga effekter, t.ex. på fortplantning, vid betydligt lägre doser.
Nödvändig marginal kan vara kanske en tiopotens, eller i vissa fall mer, för var och en av dessa
faktorer. Sammantaget gör detta att man i många fall behöver ligga på nivåer som är många
tiopotenser under de nivåer där skador konstaterats i försök.
Ett viktigt skäl till att det är viktigt med en tillräcklig marginal är att det ju inte handlar om enstaka
ämnen, det handlar kanske om 10.000-tals ämnen.
Vidare krävs marginaler då det är svårt att bedöma spridningsvägar. Bioackumulation och
biomagnifikation är betydelsefulla men svåra att bedöma. Många ämnen är långlivade och kan
ackumuleras i miljön. Då kan det ta tid innan effekter visar sig och när det väl har skett kan det ta
lång tid att förbättra situationen.
5:8
