Gebromeerde brandvertragers en perfluorverbindingen in Vlaanderen: onderzoek naar verspreiding, humane opname, gehaltes in humane weefsels en/of lichaamsvochten, en gezondheidseffecten als basis voor de selectie van geschikte milieu- en gezondheidsindicatoren Deelrapport I: fase 1: Validatie van de gebruikte chemische analysetechnieken Fase 2: Inventarisatie van alle beschikbare blootstellingsinformatie betreffende de concentraties en verspreidingspatronen van BFRs en PFCs in Vlaanderen fase 3:
Aanzet
tot
identificatie
van
de
verschillende
blootstellingsroutes van gebromeerde brandvertragers en perfluorverbindingen voor de Vlaamse bevolking
Juli 2009
D’Hollander Wendy, Roosens Laurence, Covaci Adrian, De Voogt Pim, Cornelis Christa, Smolders Roel, Van den Heuvel Rosette, De Coen Wim, Bervoets Lieven
In opdracht van de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE LNE/OL200500058/6003/M&G
Inhoudstafel AFKORTINGEN..................................................................................................................................................... 3 LIJST VAN FIGUREN........................................................................................................................................... 4 LIJST VAN TABELLEN ....................................................................................................................................... 5 1. SITUERING ........................................................................................................................................................ 7 2. DOELSTELLINGEN .......................................................................................................................................... 11 3. AANPAK .......................................................................................................................................................... 13 3.1 Selectie van stalen en staalname............................................................................................................ 13 3.1.1. Herkomst voedsel.............................................................................................................................................. 13 3.1.2. Binnenhuisstofstalen ......................................................................................................................................... 14 3.1.3. Serumstalen ....................................................................................................................................................... 16 3.1.4 Moedermelkstalen .............................................................................................................................................. 16
3.2. Fase 1: Validatie van de vastgestelde en gebruikte chemische analysetechnieken........................... 17 3.2.1. Partim 1: Optimalisatie van BFR-detectie binnen relevante matrices ............................................................. 17 3.2.1.1. Doelstelling 1: Het verfijnen en optimaliseren van de bestaande gaschromatografische analysetechnieken voor vnl. PBDEs zowel in humane matrices als in voedselstalen bestemd voor humane consumptie ............................................................................................................................................................. 17 3.2.1.1.1. Staalvoorbereiding: algemeen.......................................................................................................... 17 Homogenisatie............................................................................................................................................................. 18 3.2.1.1.2. Extractie en clean-up........................................................................................................................ 20 3.2.1.1.3. Analyse ............................................................................................................................................. 23 3.2.1.1.4. Overzicht van reeds gepubliceerde gegevens in verband met de geselecteerde methoden voor staalvoorbereiding en –analyse ........................................................................................................................ 24 3.2.1.2. Doelstelling 2: Het optimaliseren van de alternatieve gaschromatografische methoden gebaseerd op lage druk GC voor de kwantitatieve en kwalitatieve karakterisering van hoger gebromeerde PBDEs (nona en deca-BDE).............................................................................................................................................................. 29 3.2.1.2.1. Probleemstelling............................................................................................................................... 29 3.2.1.2.2. Optimalisatie van de alternatieve gaschromatografische methoden gebaseerd op lage druk GC .. 30 3.2.1.2.3. Inkorting van de analysetijd ............................................................................................................. 31 3.2.1.3. Doelstelling 3: Het ontwikkelen en valideren van analytische methoden voor HBCD isomeren gebruikmakend van LC-MS/MS............................................................................................................................. 31 3.2.1.3.1. Probleemstelling............................................................................................................................... 31 3.2.1.3.3. De plaats van GC/MS versus LC/MS in de detectie van ΣHBCD en de detectie van de afzonderlijke HBCD-isomeren in de huidige studie........................................................................................ 33 3.2.1.3.4. Ontwikkeling en validatie van analytische methode voor HBCD-isomeren gebruik makend van LC-MS/MS ....................................................................................................................................................... 33 3.2.1.4. Doelstelling 4: Kwaliteitsgarantie van de verkregen resultaten d.m.v. interlaboratoire studies en gecertifieerde materialen....................................................................................................................................... 34 3.2.2. Partim 2: Perfluoralkyl chemicaliën (PFCs)..................................................................................................... 38 3.2.2.1. Analyse van de stalen: PFC-extractie methode ....................................................................................... 38 3.2.2.1.1.Staalvoorbereiding: algemeen........................................................................................................... 38 3.2.2.1.2. Extractieprocedure ........................................................................................................................... 40 3.2.2.1.3. Clean-up ........................................................................................................................................... 41 3.2.2.2.. Doelstelling1: Evaluatie extractie-, meet- en kwantificatie methodes van PFCs .................................. 41 3.2.2.2.1. Introductie......................................................................................................................................... 41 3.2.2.2.2. Selectie van te meten perfluorverbindingen .................................................................................... 43 3.2.2.2.3.Uittesten van verschillende analytische kolommen.......................................................................... 44 3.2.2.2.5. Homogenisatie.................................................................................................................................. 46 3.2.2.2.6. Kwantificatie .................................................................................................................................... 46 3.2.2.2.7. Validatie van de meting van PFCs verbindingen in serum en plasma ............................................ 47 3.2.2.2.8. Validatie van de meetmethode in de andere geselecteerde matrices .............................................. 49 3.2.2.3. Doelstelling 2: Verdere optimalisatie van de analyse ............................................................................. 56 3.2.2.3.1.Verbetering van LOQ en LOD.......................................................................................................... 56 3.2.2.3.2. Automatiseren van de meetmethode ................................................................................................ 57 3.2.2.4. HPLC-MS/MS (High performance liquid chromatography tandem mass spectrometry)....................... 58 3.2.2.4.1. Voorbereiding van de auto-injector flesjes voor de HPLC ............................................................. 58 3.2.2.4.2. HPLC ................................................................................................................................................ 58 3.2.2.5. UPLC-MSMS (Ultra performance liquid chromatography tandem mass spectrometry) ....................... 58 3.2.2.5.1. Voorbereiding van de auto-injector flesjes voor de UPLC ............................................................. 58 3.2.2.5.2. UPLC ................................................................................................................................................ 59 3.2.2.6. Doelstelling 3: evaluatie gebruikte parameters....................................................................................... 60 3.2.2.6.1. Evaluatie en zo mogelijk optimalisatie van de MS-parameters ...................................................... 60
1
3.2.2.6.2. Evaluatie van de verschillende mogelijke inwendige standaarden en selectie van de best bruikbare inwendige standaard ......................................................................................................................................... 60
3.3. Fase 2. Inventarisatie van alle beschikbare blootstellingsinformatie betreffende de concentraties en verspreidingspatronen van BFRs en PFCs in Vlaanderen ........................................................................ 61 3.3.1. Partim 1: polygebromeerde vlamvertragers (BFRs)......................................................................................... 61 3.3.1.1. Het aquatische en terrestrische milieu..................................................................................................... 61 3.3.1.2. Humane concentraties .............................................................................................................................. 68 3.3.1.3. Binnenhuisstofconcentraties..................................................................................................................... 74 3.3.2. Partim 2: perfluoralkyl chemicaliën (PFCs) ..................................................................................................... 76 3.3.2.1. Het aquatische en terrestrische milieu..................................................................................................... 76 3.3.2.1.1. Aquatische milieu in Vlaanderen en Europa ................................................................................... 76 3.3.2.1.2.Terrestrische milieu in Vlaanderen en Europa ................................................................................. 78 3.3.2.2. Humane concentraties in Vlaanderen ...................................................................................................... 80 3.3.2.3. De humane concentraties in Europese landen en niet-Europese landen. ............................................... 93 3.3.2.4. Binnenhuisstofconcentraties..................................................................................................................... 97 3.3.2.5. Concentraties in luchtfilterstalen ............................................................................................................. 98 3.3.2.6. PFCs in voedsel ....................................................................................................................................... 99
3.4. Fase 3. Aanzet tot de identificatie van de verschillende blootstellingsroutes van gebromeerde brandvertragers en perfluorverbindingen voor de Vlaamse bevolking ................................................... 101 3.4.1. Partim 1: Gebromeerde vlamvertragers.......................................................................................................... 102 3.4.1.1. Voeding ................................................................................................................................................... 103 3.4.1.1.1. Groenten en fruit ............................................................................................................................ 103 3.4.1.1.2. Eieren.............................................................................................................................................. 105 3.4.1.1.3. Vlees ............................................................................................................................................... 105 3.4.1.1.4. Koemelk ......................................................................................................................................... 105 3.4.1.1.5. Vis................................................................................................................................................... 106 3.4.1.1.6. Bier ................................................................................................................................................. 107 3.4.1.2. Stof .......................................................................................................................................................... 107 3.4.2. Partim 2: Perfluoralkyl chemicaliën (PFCs).............................................................................................. 109 3.4.2.1. Voeding ................................................................................................................................................... 109 3.4.2.1.1. Groenten en fruit ............................................................................................................................ 112 3.4.2.1.2. Eieren.............................................................................................................................................. 114 3.4.2.1.3. Vlees ............................................................................................................................................... 114 3.4.2.1.4. Koemelk ......................................................................................................................................... 115 3.4.2.1.5. Vis................................................................................................................................................... 115 3.4.2.1.6. Bier ................................................................................................................................................. 117 3.4.2.1.7. Leidingwater................................................................................................................................... 117 3.4.1.2. Stof .......................................................................................................................................................... 117 3.4.2. Correlatie tussen PFCs en BFRs ..................................................................................................................... 119
4. REFERENTIES ............................................................................................................................................... 121
2
Afkortingen AMAP BDE BFRs DCM ECNI EPA GC GC-MS GPC HBCD Hex HLB HPLC LC-MS LOD LOQ LP-GC MMQA N-EtFOSE OESO PBDE PBDEs PCA PCB PFCs PFBA PFBS PFDA PFDS PFHeA PFHpA PFHxA PFHxS PFNA PFOA PFOA PFOS PFOSA PFPeA PFTeA PFTrA PFUnA PTFE PTV SIM UA UPLC USEPA UvA
Artic Monitoring Assessment Program Brominated Diphenyl Ether Brominated Flame retardants Dichloormethaan Electron Capture Negative Ionization Environmental Protection Agency Gaschromatografie Gaschromatografie-Massaspectrometrie Gel Permeatie Chromatografie Hexabromocyclododecaan Hexaan Hydrophilic Lipophilic Balance High Performance Liquid Chromatography Liquid chromatography-massaspectrometry Limit Of Detection Limit Of Quantification Low Pressure Gaschromatography Marine Mammals Quality Assessment N-ethyl-N-(2-hydroxyethyl)perfluorooctanesulfonamide Organisatie voor Economishe Samenwerking en Ontwikkeling Polybrominated diphenyl ether Polygebromeerde difenylethers Principal Component Analysis Polygechloreerde Biphenylen Perfluorinated Compounds Pefluorobutanoic acid Perfluorobutanoic sulfonate Perfluorodecanoic acid Perfluorodecane sulfonate Perfluoroheptanoic acid Perfluorhepanoic acid Perfluorohexanoic acid Perfluorohexane sulfonate Perfluorononanoic acid Perfluoroctanoaat Perfluorooctanoic acid Perfluorooctane sulfonate Perfluorooctanesulfonamide Perfluoropolyalkylether N,N-diphenylamide Perfluorotetradecanoic acid Perfluorotridecanoic acid Perfluoroundecanoic acid Polytetrafluoroethyleen, beter bekend als Teflon Programmable Temperature Vaporiser Selected Ion Monitoring Universiteit Antwerpen Ultra Peformance Liquid Chromatography United States Environmental Protection Agency Universiteit van Amsterdam
3
VITO
Vlaamse Instelling voor Technologisch Onderzoek
Lijst van figuren Figuur 1: De moleculaire structuur, acronym en naam van verschillende perfluorverbindingen ........................................................................................................................................... 8 Figuur 2: basisstructuur van PBDEs met broomsubstitutie afhankelijk van de congeneer ...... 9 Figuur 3. Stofcollectie ............................................................................................................. 15 Figuur 4. PBDE concentraties per congeneer in spierweefsel van zalm na onmiddellijke analyse, analyse na twee dagen invriezen en analyse na vijf dagen invriezen................ 18 Figuur 5. Effect van vriesdrogen op PBDE concentraties in zalm.......................................... 20 Figuur 6. Schematische voorstelling van alle 16 mogelijke 1,2,5,6,9,10 HBCD stereoisomeren. Absolute configuraties van zes paar enantiomeren (1a/b, 2 a/b, 5 a/b, 6 a/b, 7a/b, 8a/b) en vier mesovormen (3, 4, 9 en 10) worden getoond. Stippellijnen geven de spiegelvlakken weer. .................................................................................................. 27 Figuur 7. Full scan massaspectrum in ECNI/MS met 12C-HBCD als inwendige standaard... 32 Figuur 8: Resultaten (gemiddelde van drie extracties van hetzelfde staal ± standaarddeviatie) van de vriedroogtest op visfilet, uitgevoerd aan de UA voor PFOS, PFOA en PFNA... 39 Figuur 9: Relatieve standaard deviaties (rsd) van alle geraporteerde resultaten voor 7 verschillende PFCs in alle geteste matrices. De rsd waarden werden enkel berekend voor datasets die minstens 5 resultaten hebben in geleverd. De relatieve standaarddeviatie (RSD, %RSD) is de standaarddeviatie van een reeks kwantitatieve meetresultaten uitgedrukt als percentage van het gemiddelde op diezelfde meetresultaten. .................. 42 Figuur 10: Chromotagram van PFBA waarop een duidelijke piek te zien is van het staal (links) en de pieken veroorzaakt door contaminatie van het toestel (rechts). ................. 45 Figuur 11: De gemiddelde oppervlakte ± STDEV voor verschillende PFCs na het filtreren met twee verschillende type filters.................................................................................. 50 Figuur 12: staalname locaties in Vlaanderen .......................................................................... 61 Figuur 13: staalnamelocaties zowel thv Scheldemonding als in de Belgische Noordzee....... 62 Figuur 14: staalnamelocaties zowel thv Scheldemonding als in de Belgische Noordzee....... 63 Figuur 15: De vergelijking van de PFOS gehalten in plasma van pasgeborenen afkomstig van 8 Vlaamse regio’s tussen 2006 (1 waarde) en 2009 (gemiddelde ± standaarddeviatie van 3 extracties). ............................................................................................................. 86 Figuur 16: De vergelijking van de PFOS gehalten (ng/ml) in serum van adolescenten afkomstig van 8 Vlaamse regio’s tussen 2006 (1 waarde) en 2009 (gemiddelde ± standaarddeviatie van 3 extracties). ................................................................................ 87 Figuur 17: De vergelijking van de PFOS gehalten (ng/ml) in serum van volwassenen afkomstig van 8 Vlaamse regio’s tussen 2006 (1 waarde) en 2009 (gemiddelde ± standaarddeviatie van 3 extracties). ................................................................................ 87 Figuur 18: De vergelijking van de gemiddelde PFOS gehalten (ng/ml) ± standaarddeviatie tussen 2006 en 2009 in plasma/serum stalen van Vlamingen per leeftijdscategorie: pasgeborenen (plasma), adolescenten (serum) en volwassenen (serum). ....................... 88 Figuur 19: De vergelijking van de gemiddelde PFOS gehalten (ng/ml) ± standaarddeviatie tussen 2006 en 2009 in plasma/serum stalen van Vlamingen per gebied. ...................... 88 Figuur 20. Isomere samenstelling van kantoorstof en binnenhuisstof .................................. 108
4
Lijst van tabellen Tabel 1: Recovery (%) van gespikte PBDE congeneren.......................................................... 21 Tabel 2: Gemiddelde recovery van interne standaard (BDE 77) ten opzichte van de externe standaard BB 155. ............................................................................................................ 25 Tabel 3: Overzicht ringtesten Toxicologisch Centrum Antwerpen ......................................... 36 Tabel 4: Overzicht van de resultaten voor de AMAP ringtesten 2006, 2007 en 2008. Voor round 1 in 2006 en round 2 in 2007 werden geen z-scores vermeld................................ 37 Tabel 5: Resultaten serum en plasma stalen gemeten aan de UA (ng/ml). STD = standaarddeviatie en de Z-scores van de serumconcentraties gemeten aan de UA. ....... 48 Tabel 6: Resultaten van de ringtest uitgevoerd in de UA en de UvA. Indien <X: X=kwantificatielimiet (UvA: Universiteit van Amsterdam; UA: Universteit Antwerpen). .......................................................................................................................................... 51 Tabel 7: Detectielimieten (pg/µl) die werden bepaald door het experiment uitgevoerd door Waters............................................................................................................................... 57 Tabel 8: Transities, voltage van de kegel, botsingsenergie en de retentietijd per te meten perfluorcomponent. .......................................................................................................... 59 Tabel 9: Samenvatting van PBDE concentratie-bereik in aquatische milieu in Vlaanderen. Studie 1: som PBDEs (28, 47, 49, 66, 85, 99, 100, 153, 154,183); Studie 2: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154); Studie 3: HBCD concentraties............................................. 63 Tabel 10: Samenvatting PBDE –concentratie-bereik en maximale waarden (tussen haakjes) in terrestrische milieu. Studie 1: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183); Studie 2: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183, 209); Studie 3: som PBDEs (47, 85, 99, 100, 153, 154, 183); nd = niet detecteerbaar; vetpercentage (tussen haakjes in %) ........ 66 Tabel 11: Gedetailleerd overzicht PBDE-concentraties in humaan serum afkomstig van drie leeftijdscategoriën en acht Vlaamse regio’s met a-sum PBDEs 47, 99, 100, 153, 154 and 183 en c- cord serum ........................................................................................................ 69 Tabel 12: Samenvatting PBDE-concentraties humane stalen. Studie 1: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153); Studie 2: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183); Studie 3: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 183); Studie 4: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183); Studie 5: som PBDEs (28, 45, 47, 66, 85, 99, 100, 153, 154, 183, 209) ................ 70 Tabel 13: Resultaten moedermelkstalen in pg/g lw van 10 Belgische provincies en Brussels Hoofdstedelijk Gewest en 2 leeftijdsgroepen van de moeders; groep 1: 18-26 jaar; groep 2: 27-30 jaar. .................................................................................................................... 71 Tabel 14: Overzicht HBCDs concentraties in gepoolde moedermelkstalen afkomstig van 11 Belgische provincies en 2 leeftijdsgroepen van de moeders; groep 1: 18-26 jaar; groep 2: 27-30 jaar.......................................................................................................................... 72 Tabel 15: Concentraties (ng/g lw) van PBDEs in Japans vetweefsel verzameld gedurende 2003-2004 (met ajaar)....................................................................................................... 73 Tabel 16:. BDE concentraties in 9 binnenhuisstofstalen uit Vlaamse woningen..................... 74 Tabel 17: De gemiddelde PFOS-concentraties (ng/g natgewicht) ± de standaarddeviatie in de onderzochte stalen van Blokkersdijk................................................................................ 79 Tabel 18: De gemiddelede PFOS-concentraties (ng/g natgewicht) in de levers van de bosmuizen in Blokkersdijk en het Galgenweel die gevangen werden in 2002 en 2006. Deze metingen werden uitgevoerd met een HPLC. ......................................................... 80 Tabel 19: Overzicht van het aantal individuen per mengstaal voor de 3 leeftijdscategorien en 8 gebieden: * 1. Antwerpse agglomeratie, 2. Havens (Antwerpse haven en Gentse kanaalzone), 3. Fruitstreek, 4. Olen, 5. Gentse agglomeratie, 6. Regio verbrandingsoven, 7. Landelijk, 8. Albertkanaalzone. ................................................................................... 80
5
Tabel 20: PFOS, PFOSA en PFNA concentraties (ng/mL) in serumstalen van de Vlaamse bevolking die in 2006 werden gemeten aan de UA met de HPLC. ................................. 81 Tabel 21: PFOS en PFOA concentraties (ng/mL) in gepoolde moedermelkstalen uit Vlaanderen, gemeten in 2006 met de HPLC. MM1: moedermelkstalen pool 1; MM2: moedermelkstalen pool 2; MM3: moedermelkstalen pool 3............................................ 82 Tabel 22: Overzicht van het aantal individuen per leeftijdscategorie waaruit de mengstalen ‘Gentse Kanaalzone’ en ‘Antwerpse Haven zijn samengesteld....................................... 83 Tabel 23: Resultaten serumstalen uit 10 verschillende gebieden (1: Antwerpse agglomeratie, 2: Havens (Antwerpse haven en Gentse kanaalzone), 3: Fruitstreek, 4: Olen, 5: Gentse agglomeratie, 6: Regio verbrandingsoven, 7: Landelijk, 8: Albertkanaalzone, 9: Antwerpse Haven, 10: Gentse Kanaalzone) voor 3 verschillende leeftijdscatergorieën: adolescenten, volwassen en pasgeborenen. De gemiddelde concentraties worden weergegeven met de standaarddeviatie (op 3 exrtacten) en zijn uitgedrukt in ng/ml. *: geen standaarddeviatie omdat er slechts één extract werd gemeten ipv 3. ..................... 84 Tabel 24: Overzicht van het aantal individuele moedermelkstalen waaruit de mengstalen zijn samengesteld voor 11 provincies. .................................................................................... 91 Tabel 25: Resultaten moedermelkstalen in ng/ml van 11 Belgische provincies en 2 leeftijdsgroepen van de moeders; groep 1: 18-26 jaar; groep 2: 27-30 jaar..................... 91 Tabel 26: De mediaan, het gemiddelde en het bereik van de verschillende perfluorcomponenten gemeten in de moedermelkstalen van de 11 Belgische provincies. .......................................................................................................................................... 92 Tabel 27: PFC-concentraties (ng/ml) in humaan bloed, serum en plasma in verschillende Europese en niet Europese landen.................................................................................... 94 Tabel 28: PFC-concentraties (ng/ml) in moedermelk .............................................................. 96 Tabel 29: Mediaan, minimum en maximum concentrations in ng/g voor PFOS, PFOA en.... 97 Tabel 30: Overzicht perfluor concentraties in verscheidene literatuurstudies aGas en vaste fase, b vaste fase en c gas fase........................................................................................... 99 Tabel 31: Overzicht PBDE en HBCD concentraties in verscheidene staalsoorten (n=3)...... 104 Tabel 32: Overzicht PBDE en HBCD concentraties in vissoorten (ng/g lw) Tri-hepta BDEs is de som van BDE 47, 99, 100, 154, 153, 183, 197, 196 en 203...................................... 106 Tabel 33: Overzicht PBDE en som HBCDs concentraties in binnenhuisstof (woningen (n=43) en kantoren (n=10)) ............................................................................................ 107 Tabel 34: Overzicht van het bereik (minimum-maximum) van de PFC-concentraties en de mediaan in biologische voedingsstalen (n=3). ............................................................... 110 Tabel 35: Overzicht van het bereik (minimum-maximum) van de PFC-concentraties en de mediaan in klassieke voedingstalen. Indien < X, X= de kwantificatielimiet (n=3). ..... 111 Tabel 36: Overzicht van het bereik (minimum-maximum) van de PFC-concentraties en de mediaan in koemelkstalen (n=6). Indien < X, X= de kwantificatielimiet..................... 115 Tabel 37: Het bereik (min-max concentratie) en de mediaan van de perfluorverbindingen (ng/g) in kabeljauw (n=3) en paling (n=3). .................................................................... 116 Tabel 38: Het bereik (min-max concentratie) en de mediaan van de perfluorverbindingen (pg/ml) in bier (n=6)....................................................................................................... 117 Tabel 39: Het bereik (min-max concentratie) en de mediaan van de perfluorverbindingen (pg/ml) in leidingwater (n=4)......................................................................................... 117
6
1. Situering Deze verkennende studie tracht een algemeen beeld te schetsen van verspreiding van gebromeerde en perfluorverbindingen in Vlaanderen en de mogelijke effecten ervan op de menselijke gezondheid. Ondanks het jarenlang gebruik van beide productklassen is dit tot hiertoe het eerste onderzoek, georganiseerd op Vlaams niveau dat de contaminatieprofielen van deze producten in Vlaanderen in relatie tot de menselijke gezondheid in kaart tracht te brengen. Hieronder wordt kort het belang samengevat om deze klassen meer in detail te bestuderen. Perfluoralkyl chemicaliën (PFCs) worden sinds de jaren 60 massaal gebruikt omwille van hun specifieke eigenschappen (water- en vetafstotend, persistent t.o.v. zuren,…). Sinds begin 2000 werd duidelijk dat de bevolking van vnl. westerse landen reeds lange tijd wordt blootgesteld aan deze klasse van chemicaliën. Perfluoroctaansulfonzuur (PFOS) is één van de belangrijkste vertegenwoordigers binnen deze ruime familie (Figuur 1), bestaande uit tientallen structureel verschillende chemicaliën met één gemeenschappelijk kenmerk: de perfluor-alkyl keten. Deze perfluorstructuur zorgt voor de gewenste inerte eigenschappen. Deze stoffen komen wereldwijd in biota voor (pinguins, ijsberen, vissen etc), zijn biologisch niet of nauwelijks afbreekbaar en stapelen zich bovendien op in de voedselketen (Giesy & Kannan, 2001). De gezondheidsrisico’s voor de mens worden op dit ogenblik nog in detail onderzocht, al staat vast dat deze stoffen verscheidene toxische nevenwerkingen kunnen vertonen zoals neurologische en endocriene effecten in reproductiestudies van ratten (Kannan et al., 2004). De OESO heeft PFOS gekatalogeerd als “toxisch voor zoogdieren” (OECD, 2002), de USEPA heeft recent PFOA (perfluoroctanoaat, EPA, 2006) als “carcinogeen voor proefdieren” geklasseerd.
7
Perfluorcarboxylaten CF3(CF2)nCOOH
n=3
PFBA
Perfluorobutanoic acid
n=4
PFHxA
Perfluorohexanoic acid
n=5
PFHpA
Perfluorhepanoic acid
n=6
PFOA
Perfluorooctanoic acid
n= 7
PFNA
Perfluorononanoic acid
n=8
PFDA
Perfluorodecanoic acid
n=9
PFUnA
Perfluoroundecanoic acid
n=10 PFDoA
Perfluorodecanoic acid
n=11 PFTrA
Perfluorotridecanoic acid
n=12 PFTeA
Perfluorotetradecanoic acid
n=13 PFPeA
Perfluoropentadecanoic acid
n=3
PFBS
Perfluorobutanoic sulfonate
n=5
PFHxS
Perfluorohexane sulfonate
n=7
PFOS
Perfluorooctane sulfonate
n=9
PFDS
Perfluorodecane sulfonate
Perfluorsulfonaten CF3(CF2)nSO3-
Perfluorsulfonamiden C8F17SO2NH2
PFOSA
Perfluorooctanesulfonamide
Figuur 1: De moleculaire structuur, acronym en naam van verschillende perfluorverbindingen
Polygebromeerde vlamvertragers (Brominated Flame retardants, BFRs) worden gebruikt in tal van huishoudelijke apparaten, textiel, constructiematerialen e.d. Door hun weerstand tegen hitte, licht en oxidatie worden ze ook in het leefmilieu teruggevonden. Milieurelevante vertegenwoordigers van deze familie zijn o.a. polygebromeerde difenylethers (PBDEs of BDEs) (Figuur 2), hexabromocyclododecaan (HBCD) en tetrabromobisfenol-A (TBBP-A). Tot op heden blijft er onzekerheid over de humane toxiciteit van de meeste van deze moleculen. Zo bestaan er tot op heden onvoldoende gegevens op basis van dewelke PBDEcongeneren kunnen geëvalueerd worden als menselijke carcinogenen (IARC, 1990).
8
Proefdierstudies met ratten toonden wel aan dat PBDEs neurotoxiciteit kunnen veroorzaken en de schildklierfunctie kunnen beïnvloeden. Br
Br
Br
Br
O
Br
O
Br
BDE 47 Br
Br
Br O
Br
BDE 153 Br
Br
Br
Br O
Br
Br BDE 99
Br
Br
Br
Br
BDE 154 Br
Br O
Br
Br
Br Br
Br
Br
O
Br
Br
BDE 100 Br
Br
Br
Br
Br
Br BDE 209
Figuur 2: basisstructuur van PBDEs met broomsubstitutie afhankelijk van de congeneer
Het is uitermate urgent om de diverse humane opnameroutes van deze stoffen in kaart te brengen, om zo op een adequate wijze met de belangrijkste contaminatiebronnen en de gerelateerde gezondheidsrisico’s om te gaan. Dit project beoogt om zowel voor BFRs als voor PFCs aan deze vragen tegemoet te komen.
9
10
2. Doelstellingen De doelstellingen van dit project werden vastgelegd in 7 fasen. -
fase 1: Validatie van de vastgelegde en gebruikte chemische analysetechnieken
-
fase 2: Inventarisatie van alle beschikbare blootstellingsinformatie betreffende de concentraties en verspreidingspatronen van BFRs en PFCs in Vlaanderen
-
fase 3: Aanzet tot identificatie van de verschillende blootstellingsroutes van gebromeerde brandvertragers en perfluorverbindingen voor de Vlaamse bevolking
-
fase 4 en 5: Inventarisatie van alle beschikbare toxiciteitsinformatie en preliminaire selectie van geschikte blootstelling- en effectmerkers voor niet-invasieve humane biomonitoring
-
fase 6: Identificatie van bestaande leemtes
-
fase 7: BFR en PFA-specifieke risico-analyse voor Vlaanderen en bijhorende beleidsaanbevelingen
Huidig document rapporteert over Fase 1 tot en met 3. Rapportage over de andere fasen gebeurt in desbetreffende deelrapporten, een integrale rapportering van alle fasen kan u in het samenvattend rapport vinden.
11
12
3. Aanpak 3.1 Selectie van stalen en staalname 3.1.1. Herkomst voedsel In samenspraak met de stuurgroep werden op basis van de relevantie binnen het voedingspatroon van de Vlaamse bevolking een aantal voedingsmiddelen geselecteerd die in het kader van dit project geanalyseerd werden. Een aantal supplementaire vereisten werden gesteld om de diversiteit van het lopende onderzoek te verbreden. Ten eerste werd er geopteerd om enkel voedselitems te screenen die afkomstig zijn uit Vlaanderen. Ten tweede werd er beslist een onderscheid te maken tussen biologische landbouw en klassieke teelt. Het onderscheid tussen beide telingsmethoden wordt bepaald door het gebruik van meststoffen of door toevoeging van niet-biologisch materiaal aan voeder. Bij biologische landbouw is het verboden gebruik te maken van chemische bestrijdingsmiddelen zoals bv. herbiciden, scheikundige meststoffen en synthetische sproeimiddelen. Voor biologische veeteelers is het gebruik van chemische toevoegingen in veevoeder, groeistimulatoren en hormonen niet toegelaten. Ook het gebruik van ggo’s (genetisch gemanipuleerde organismen) is niet toegestaan. De stalen die geselecteerd werden voor de biologische landbouw zijn producten met het BIOGARANTIE®-label. Deze producten zijn afkomstig van bedrijven die regelmatig gecontroleerd worden door een erkend en onafhankelijk controlemechanisme, Integra (vzw). De te analyseren voedselitems werden onderverdeeeld worden in een aantal groepen waaronder “groenten” (aardappel, wortel, tomaat, witloof, ui, sla, prei en tarwe), “fruit” (appel en aardbei), “vlees” (kip, varken en rund), “zuivel” (kippeneieren en rauwe koemelk), “vis” (paling en kabeljauw) en “drank” (bier en leidingwater). Voor de matrices paling, en kabeljauw, werd geen onderscheid gemaakt worden tussen klassieke en biologische teelt. Voor elk item werden er 6 telers gezocht, 3 biologische telers en 3 “klassieke” telers. Per teler werden telkens drie stuks per geselecteerd voedselitem aangekocht. Zo werden er per teler bv 3 appels bekomen en per veeteler 3 stukken vlees van 3 verschillende koeien. Deze drie stuks werden per teler gehomogeniseerd en verder behandeld als één samengesteld staal. Deze methode werd toegepast waar mogelijk. De voedselitems waarvoor dit niet mogelijk was worden staan hieronder vermeld: - In Vlaanderen wordt er slechts op zeer kleine schaal biologische tarwe geteeld. Een biologisch bedrijf gevestigd in Vlaanderen werd gecontacteerd en verschafte ons een mengsel
13
van verschillende biologische tarwetelers, voornamelijk uit Vlaanderen maar ook uit NoordFrankrijk en Zuid-Nederland. - Zowel voor biologische als voor klassieke teelt werd geopteerd voor eieren afkomstig van kippen met vrije uitloop. - Er werden biersoorten van Vlaamse makelij geselecteerd. De oorsprong van de verschillende ingrediënten werd niet nagegaan omwille van praktische moeilijkheden. De geselecteerde biersoorten omvatten zowel blond als donker bier, zowel pils als trappist. 3.1.2. Binnenhuisstofstalen De binnenhuisstofstalen werden verzameld met behulp van een nieuw aangekochte stofzuiger, dit om contaminatie door eerder verzameld stof te vermijden. Tevens werden er nylonkousen aangekocht die op het aanzetstuk van de stofzuiger geplaatst werden voor elke stofinzameling. Hierdoor komt het te verzamelen stof enkel in contact met het opzetstuk van de stofzuiger en niet met eventueel andere gecontamineerde delen. Het opzetstuk werd na elke collectie gereinigd met met alcohol doordrenkte doekjes zodat er geen stofoverdracht plaatsvond tussen de verschillende woningen. De te bemonsteren oppervlakte werd in elke woonruimte nauwkeurig afgemeten. In elke woning werden in de woon/eetkamer en in de slaapkamer 8 m2 afgebakend en gedurende 8 minuten bemonsterd. In de keuken en, indien aanwezig, in het bureau werd telkens 4 m2 gedurende 4 minuten bemonsterd. Na stofname werd de nylonkous voorzichtig verwijderd en afgesloten. De kousen werden in polypropyleen recipiënten bewaard tot analyse. Deze methode werd op punt gesteld door een onderzoeksgroep in England, gespecialiseerd in humane blootstelling aan gebromeerde vlamvertragers via stofinhalatie en ingestie (Harrad et al., 2008). In totaal werden er 43 huizen en 10 kantoren bemonsterd.
14
Figuur 3. Stofcollectie
Er werd nagegaan of het bemonsteren met behulp van een nylonkous een significante invloed heeft op de bemonsterde partikelgrootte in vergelijking met een normale stofzuigerzak. Om na te gaan of de nylonkous fijnere partikels doorlaat, en zo deze fractie niet beschikbaar zou zijn voor analyse, werd er één kamer bemonsterd waarvan de ene helft werd gestofzuigd met een nylonkous over de buis, de andere zonder. De partikelgrootte van de volledige inhoud van zowel de nylonkous als de stofzak werd bepaald met de laserdiffractie-methode. Uit de resultaten blijkt dat in het staal van de nylonkous het procentueel aandeel van PM10 (9,86%) en PM2,5 (3,74%) zeker niet lager is dan in het staal uit de zak (PM10: 7,69% en PM2,5: 2,45%). Er is dus geen reden om aan te nemen dat de fijnste partikels, die belangrijk zijn voor blootstelling, verloren gaan door het gebruik van een nylonkous. Het “verstoppen” van alle poriën in de nylonmaterie door grote partikels die eveneens in het stof aanwezig zijn, voorkomt het verlies van de meest fijne stofpartikels.
15
3.1.3. Serumstalen De serumstalen die voor deze studie geanalyseerd werden, zijn afkomstig van de biomonitoringcampagne van het eerste generatie steunpunt Milieu en Gezondheid. Tijdens deze studie werden acht verschillende Vlaamse regio’s geselecteerd waarin telkens drie leeftijdsgroepen bemonsterd werden. De acht regio’s worden gekenmerkt als volgt: stedelijke agglomeraties Antwerpen en Gent, landelijk gebied, fruitstreek, verbrandingsovens, Albertkanaal, havengebied, Olen. De drie leeftijdsgroepen omvatten pasgeborenen, adolescenten en volwassenen. Enkel in het gebied ‘verbrandingsoven’ konden niet voldoende pasgeborenen bemonsterd worden. Voor deze studie werden de serumstalen afkomstig van dezelfde leeftijdsgroep en hetzelfde gebied werden gepoold tot 1 staal. In totaal werden dus 23 stalen geanalyseerd. 3.1.4 Moedermelkstalen De moedermelkstalen die voor deze studie geanalyseerd werden, zijn resterende stalen van de 4e WHO-moedermelkcampagne (POP’s in moedermelk: Belgische resultaten anno 2006) uitgevoerd in opdracht van de nationale Cel Leefmilieu-Gezondheid. Uit de tien Belgische provincies en het Brussels Hoofdstedelijk Gewest werden moedermelkstalen verzameld en deze werden verdeeld in twee groepen op basis van de leeftijd van de moeders (groep 1: 1826 jaar, groep 2: 27-30 jaar). Hierdoor werden uiteindelijk 22 mengstalen verkregen (details mengstalen zie tabel 23).
16
3.2. Fase 1: Validatie van de vastgestelde en gebruikte chemische analysetechnieken 3.2.1. Partim 1: Optimalisatie van BFR-detectie binnen relevante matrices 3.2.1.1. Doelstelling 1: Het verfijnen en optimaliseren van de bestaande gaschromatografische analysetechnieken voor vnl. PBDEs zowel in humane matrices als in voedselstalen bestemd voor humane consumptie
De staalvoorbereidingen worden kort per matrix besproken. Elke matrix wordt gekenmerkt door specifieke eigenschappen die de opzuivering van het staal elk op hun eigen manier beïnvloeden.
Daarna
wordt
de
algemene
scheidings-
en
detectiemethode
mbv.
gaschromatografie-massaspectrometrie (GC-MS) besproken. Om de gebruikte analysemethoden te staven wordt tenslotte een overzicht gegeven van reeds gepubliceerde gegevens waarin de
beschreven methoden aan bod komen, toegepast op de verschillende matrices van belang voor het huidige project. Later in het rapport (hoofdstuk 4.1.1.4) vindt u tevens een overzicht terug van de ringtesten waaraan het Toxicologisch Centrum, Universiteit Antwerpen deelgenomen heeft, als referentie voor de kwaliteit van de uitgevoerde metingen. 3.2.1.1.1. Staalvoorbereiding: algemeen Staalbewaring De voedselitems werden na aankoop ingevroren in diepvrieszakjes bij -20°C. Eieren en melk werden ingevroren in polypropyleen tubes van 50 ml. Er werd geopteerd voor deze methode van staalbewaring na een zorgvuldige literatuurstudie of na het uitvoeren van bijkomende experimenten om een mogelijk nadelige invloed van invriezen of ontdooien op concentraties van de te bepalen contaminanten uit te sluiten. Voor de vlamvertragers werd experimenteel aangetoond dat het vriezen en/of ontdooien geen effect heeft op de aanwezige concentraties voor PBDEs. Spierweefsel van zalm werd zowel ‘vers’ geanalyseerd als na enkele dagen invriezen. De resultaten worden weergegeven in figuur 4 en tonen aan dat zowel het ontdooien als het invriezen gedurende lange of korte periode geen invloed heeft op de gemeten concentraties. BDE 209 gedraagt zich identiek aan de andere congeneren wat betreft het effect van invriezen en ontdooien. Deze congeneer werd niet in de figuur opgenomen omdat de concentraties onder de kwantificatielimiet van 0.8 ng/g vetgewicht lagen. Werken met gespikte stalen biedt hier geen oplossing omdat de homogeniteit van de stalen niet kan gegarandeerd worden.
17
4000
vers
3000
ontdooid dag 2
conc (pg/g vetgewicht)
3500
ontdooid dag 5
2500 2000 1500 1000 500 0 BDE 47
BDE 100
BDE 99
BDE 154
BDE 153
Figuur 4. PBDE concentraties per congeneer in spierweefsel van zalm na onmiddellijke analyse, analyse na twee dagen invriezen en analyse na vijf dagen invriezen.
Homogenisatie Deze paragraaf is enkel van toepassing op “vaste” stalen zoals groenten- en fruitstalen. Vloeibare matrixes zoals melk, serum en bier hoeven de onderstaande homogenisatie procedure niet te ondergaan. De ingevroren voedselitems werden ontdooid bij kamertemperatuur. De aardappelen en de uien werden geschild. Bij prei werden de buitenste bladeren, het uiteinde van de groene bladeren en de wortel verwijderd. Appels en wortels werden niet geschild maar enkel gewassen met leidingwater. Er werd gekozen om de stalen op deze manier voor te bereiden om zo een realistisch en relevant blootstellingsscenario te verkrijgen. In het verleden werd het leidingwater van de UA getest op de aanwezigheid gebromeerde verbindingen. Geen van de te detecteren componenten werden teruggevonden. Voor PFCs werd het leidingwater van de UA in het kader van het huidige project gemeten. Zowel PFOS (2,64 pg/ml), PFOA (1,1 pg/ml) als PFNA (0,23 pg/ml) werden gedetecteerd. Voor sla werd gebruik gemaakt van een slazwierder om het overtollige water te verwijderen. Ook de andere groenten werden lichtjes afgedroogd met keukenpapier waardoor er vanuit kan worden gegaan dat de hoeveelheid leidingwater t.o.v. de hoeveelheid gehomogeniseerd staal verwaarloosbaar is. Elk item werd met behulp van een nieuw scalpelmes in twee gelijke delen verdeeld. De gehalveerde stalen bedoeld voor analyse van vlamvertragers en deze voor de analyse van perfluorverbindingen werden op afzonderlijke wijze gehomogeniseerd. Dit ter voorkoming
18
van contaminatie van de perfluorstalen daar deze niet in contact mogen komen met teflonhoudende producten. Hexaan, een zeer frequent gebruikt solvent in de analyse voor vlamvertragers, wordt namelijk bewaard in teflonhoudende recipiënten. De ontdooide stalen voor analyse van vlamvertragers werden gehomogeniseerd m.b.v. een eenvoudige keukenrobot. Elk onderdeel van het toestel werd grondig gereinigd met water en met hexaan tussen de homogenisatie van de verschillende stalen. Vriesdrogen Na homogenisatie werden groenten en fruit gedurende enkele dagen (afhankelijk van de hoeveelheid staal) gevriesdroogd om het aanwezige vocht te verwijderen. Het vriesdrogen vergemakkelijkt de manipulatie en de bewaring van de stalen. Dit houdt tevens in dat na analyse alle resultaten uitgedrukt worden per drooggewicht. Met behulp van het vochtpercentage in de stalen kan dit achteraf weer omgerekend worden naar concentraties per versgewicht, die van belang zijn om de humane blootstelling in te schatten. De vochtpercentages per staal werden berekend door het gewicht van het staal voor en na het vriesdrogen te bepalen. Om zeker te zijn dat het vriesdroogproces op zich geen invloed heeft op de gedetecteerde concentraties werd spierweefsel van zalm deels vers geanalyseerd en deels na vriesdrogen. De resultaten zijn in figuur 5 weergegeven en tonen aan dat vriesdrogen geen effect heeft op de gemeten PBDE-concentraties. Concentraties van BDE 209 lagen beneden de kwantificatielimiet (LOQ = 0,8 ng/g lw) en werden dus niet vermeld in de figuur. Werken met gespikte stalen werd na grondig overleg geëlimineerd als mogelijke optie omdat de homogeniteit van het staal in dat geval niet meer kan gegarandeerd worden. Daarenboven zijn mogelijke verliezen door het vriesdroogproces enkel relevant voor de lager gebromeerde en dus meer vluchtige congeneren zoals BDE 47, 100 en 99.
19
conc (pg/g vetgewicht)
4000
vers gevriesdroogd
3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 BDE 47
BDE 100
BDE 99
BDE 154
BDE 153
Figuur 5. Effect van vriesdrogen op PBDE concentraties in zalm
Stof-, moedermelk- en serumstalen behoeven geen speciale behandeling en werden beide bij 20°C bewaard tot analyse. 3.2.1.1.2. Extractie en clean-up Groenten en fruit Extractie en clean-up van de gevriesdroogde stalen vraagt enige voorbereiding. Silica werd met hexaan gewassen en overnacht gedroogd bij 150°C. Per 50 g gewassen silica werd 25 ml geconcentreerd zwavelzuur (96 - 98 %) onder voortdurend roeren toegevoegd om een homogeen mengsel van zure silica te bekomen. De extractiethimbles werden gedurende 1 uur gepre-extraheerd met een hexaan:aceton mengsel (3:1, v/v) en overnacht gedroogd bij 100°C. Afhankelijk van het staal werd ongeveer 8 g gevriesdroogd poeder afgewogen in een gewassen extractiethimble. Na toevoegen van de inwendige standaarden (5 ng
13
C-BDE 209, 1 ng BDE 77/128) ondergingen de stalen een
extractieprocedure met hot Soxhlet gedurende 2 uur met 100 ml hexaan:aceton (3:1, v/v) als extractiesolvent. De extracten bevatten echter naast de lipofiele analieten nog talrijke onzuiverheden die kunnen interfereren tijdens de analyse. Volgende opzuiveringsprocedure werd daarom uitgevoerd. Cartridges werden gevuld met 8 g zure silica (44% H2SO4, w/w) en vervolgens gewassen met 15 ml hexaan. De extracten werden op de cartridges gebracht waarbij de interfererende vetten werden vernietigd. Vervolgens werden de analieten geëlueerd en opgevangen met 15 ml hexaan en 15 ml dichloormethaan (DCM). De opgezuiverde extracten werden eerst ingedampt m.b.v. een rotavapor en vervolgens drooggedampt onder een N2-stroom en voortdurend verwarmen. De analieten werden daarna heropgelost in 100 µl iso-octaan. De meeste fruit- en groentenextracten waren na deze clean-up nog niet volledig 20
zuiver. Er werd door het Toxicologisch Centrum een meer agressieve clean-up uitgewerkt voor deze stalen. Na extractie van voedingsstalen m.b.v hot Soxhlet bleef er vaak nog ongewenst residue achter in de extracten. Na injectie zorgde dit residue voor het vroegtijdig vervangen van de GC-kolom en vaak waren de verkregen chromatogrammen niet bruikbaar. Lipidenresidues werden na extractie verwijderd m.b.v. zure silica cartridges (48% = 25 ml geconcentreerd zwavelzuur per 50 g silica) maar overige residues zoals complexe koolhydraten (zetmeel e.d.) werden waarschijnlijk niet volledig geëlimineerd. Stalen die dergelijke onzuiverheden bevatten (groenten, fruit,…) vragen een meer agressieve staalvoorbereiding waar m.b.v. vloeistof-vloeistofextractie met geconcentreerd zwavelzuur (96%) alle ongewenste residues vernietigd worden. Hierbij werd 1ml hex:DCM (1:1) en 1 ml geconcentreerd zwavelzuur aan het extract toegevoegd en gedurende 2 min gevortexed. Na 5 min. centrifugeren werd de bovenstaande hexaanlaag over de cartridge met zure silica gebracht. Om alle analieten uit de polaire matrix te verwijderen werd deze procedure nog tweemaal herhaald maar deze keer met additie van 2 ml hex:DCM en slechts 0,5 ml zwavelzuur. Experimenten met gespikte groenten- en fruitstalen (wortel en appel) werden in het Toxicologisch Centrum uitgevoerd om de herhaalbaarheid en het rendement te optimaliseren. De resultaten van deze experimenten worden in tabel 1 samengevat. Tabel 1: Recovery (%) van gespikte PBDE congeneren
BDE 28 BDE 47 BDE 100 BDE 99 BDE 154 BDE 153 BDE 183 BDE 209
Gemiddelde recovery (%) 92 95 89 96 94 95 88 91
Standaard deviatie (%) 10 12 12 16 13 13 11 40
Gespikte hoeveelheid (pg/g) 50 50 50 50 50 50 50 100
Vlees, vis en eieren Andere voedingsmiddelen zoals vlees, vis en eieren vereisen een andere staalvoorbereiding. Deze methode werd reeds in talrijke publicaties beschreven (zie paragraaf toepasbaarheid op verschillende matrices). Na homogenisatie (zie staalvoorbereiding, deel materiaal en methoden) werden de homogenaten zorgvuldig afgewogen (1-5 g) en gemengd met gewassen anhydrisch natriumsulfaat in met hexaan gespoelde mortiers om het aanwezige water te verwijderen. Dit mengsel werd overgebracht in gewassen extractie thimbles. Na
21
toevoegen van de inwendige standaarden (5 ng 13C-BDE 209, 1 ng BDE 77/128) ondergingen de stalen een extractieprocedure met hot soxhlet gedurende 2 uur met 100 ml hexaan:aceton (3:1, v/v) als extractiesolvent. Een gravimetrische vetbepaling werd uitgevoerd terwijl de rest van het extract met behulp van zure silica werd opgezuiverd zoals hierboven beschreven. Voor voedselitems waarvan de concentratie aan PBDEs mede bepaald wordt door het vetpercentage, zoals in moedermelk, koemelk, serum, vlees, vis en eieren werd deze concentratie steeds uitgedrukt in ng/g vetgewicht om deze variabele factor te elimineren. Bij het rapporteren van de resultaten (zie fase 3) zullen de bijhorende vetpercentages telkens vermeld worden. Huisstofstalen Deze stalen vragen geen speciale voorbereiding alvorens het afwegen omdat ze geen water bevatten. Om een homogene deeltjesgrootte te verzekeren, werden de stofstalen voor de analyse gezeefd (500 µm). Hierdoor werden enkel de stofpartikels voor analyse geselecteerd terwijl onzuiverheden, zoals steentjes en dergelijke, verwijderd werden. Deze methode werd eerder beschreven door de groep van Harrad (Abdallah et al., 2008a en Harrad et al., 2008), bekend als de experten op het vlak van PBDE metingen in stof. Na het afwegen van ongeveer 0,2 g stof in gewassen extractiethimbles en het toevoegen van de standaarden (10 ng 13C-BDE 209, 10 ng BDE 77, 10 ng PCB 143, 25 ng 13C-HBCD α, β en γ), verliep de extractie met hot Soxhlet en opzuivering m.b.v. zure silica identiek aan de vorige matrices. Serumstalen Deze stalen bevatten naast lipiden ook andere interferenties zoals proteïnen en vragen een specifieke staalvoorbereiding. De inwendige standaarden (5 ng 13C-BDE 209, 1 ng BDE 77, 10 ng PCB 143, 7,5 ng 13C-HBCD) werden in proefbuizen gebracht, drooggedampt en heropgelost in aceton. Vervolgens werd 2 ml milli Qwater aan de proefbuizen toegevoegd om de vluchtigheid van aceton te verminderen en het neerslaan van de proteïnen na de additie van het serum te voorkomen. Vervolgens werd 3-4 ml serum in de proefbuis gebracht. 1 ml milli Q water werd toegevoegd ter verdunning van het serum. De eiwitten werden gedenatureerd door de additie van 1 ml mierenzuur en sonificatie gedurende 20 minuten. Na deze complexe voorbehandeling kunnen achtereenvolgens de SPE (solid phase extractie) en de clean-up van het serum uitgevoerd worden. SPE werd uitgevoerd m.b.v Oasis HLB kolommen (Waters, 6 ml) die voorafgaand gewassen en geconditioneerd werden. Dit gebeurde achtereenvolgens met 4 ml DCM, 4 ml methanol en 4 ml milli Q water. Hierna kon de eigenlijke extractie van start gaan. Het voorbereide serum werd, zonder het uitoefenen van 22
druk, op de geconditioneerde kolommen gebracht. De kolom werd gewassen met 4 ml milli Q water, daarna gedroogd gedurende 30 min onder vacuum om alle resten water te verwijderen. Uiteindelijk werden de analieten in een proefbuis geëlueerd met 3x3 ml DCM. De clean up van de extracten vertoont enkele modificaties t.o.v de eerder beschreven methode. Het extract werd aangeconcentreerd tot ongeveer 0,5 ml onder voortdurende verwarmen en N2-stroom. De extracten werden overgebracht naar 3 ml kolommen gevuld met zure silica (44%), geactiveerde silica en NaSO4. De kolommen werden gewassen met 2 ml DCM en geëlueerd met 6 ml Hex-DCM (1-1) en 2 ml DCM.
De extracten werden drooggedampt onder
verwarmen en N2- stroom en heropgelost in 100 µl iso-octaan Moedermelkstalen Deze matrix werd identiek aan serum behandeld. 3.2.1.1.3. Analyse Na uitvoeren van staalvoorbereiding, extractie en clean-up werden de zuivere extracten geanalyseerd. De bestaande methode is gebaseerd op gaschromatografie-massaspectrometrie (GC-MS) en werd uitvoerig besproken in het artikel van Voorspoels et al. (2003). Onderstaand vindt u een korte samenvatting van de parameterinstellingen en dergelijke. De analysen werden uitgevoerd met een Agilent 6890 GC (Palo Alto, U.S.A.) direct verbonden met een Agilent 5973 massaspectrometer. PBDE congeneren 28, 47, 99, 100, 153, 154, en 183 werden gescheiden met behulp van een 25m x 0,22mm x 0,25µm HT-8 capillaire kolom (SGE, Belgium). Helium werd gebruikt als dragergas, met een constante stroomsnelheid van 1,0 ml/min. De temperatuursgeprogrammeerde oven had een begintemperatuur van 90°C, gedurende 1,5 min, waarna de temperatuur werd opgedreven met 30°C/ min tot 180°C, gedurende 0,5 min, vervolgens een tweede stijging aan 5°C/min tot 270°C, gedurende 0,5 min, en uiteindelijk aan 25 °C/min tot 290°C, gedurende 15 min. Eén µl van het extract werd geïnjecteerd in de temperatuursgeprogrammeerde PTV-injector. De injector werd ingesteld in solvent vent modus (injector temperatuur: 90 °C, gedurende 0,05 min, daarna een stijging met 700°C/min tot 280 °C, gedurende 25 min; vent flow werd vastgesteld op 100 ml/min en de purge vent werd geopend na 1,5 min). De massaspectrometer (in electron capture negative ionization (ECNI)) liep in selected ion-monitoring (SIM) modus met gemonitorde ionen m/z 79 en 81. Voor de analyse van BDE 209 werd een 15m x 0,18mm x 0,10µm AT-5 (Alltech, Lokeren, Belgium) capillaire kolom gebruikt. In latere experimenten werd een 15m x 0,25mm x 0,10µm DB-5 (J&W Scientific, Folsom, Ca, USA) capillaire kolom gebruikt. Helium was het dragergas met een constante stroomsnelheid van 2,0 ml/min. De oventemperatuur startte
23
bij 90°C en werd gedurende 1min35sec op deze temperatuur gehouden. Deze werd vervolgens opgedreven aan 75°C/min tot 305°C. Deze eindtemperatuur werd gedurende 7min50sec volgehouden waarna de run was afgelopen en de oven terugkeerde naar zijn begintemperatuur. Eén µl van het extract werd geïnjecteerd in een PTV. De injector was ook hier ingesteld in solvent vent modus (injector temperatuur: 90°C, welke gedurende 6sec constant wordt gehouden, waarna de temperatuur werd opgedreven aan 700°C/min tot 310°C, welke gedurende 12 min constant werd gehouden). De massaspectrometer was ingesteld in ECNI in SIM modus met m/z 484,7/486,7 en 494,7/496,7 voor BDE 209 and
13
C-BDE 209,
respectievelijk. Voor alle kolommen werd methaan gebruikt als moderating gas, en de ionenbron, quadrupole, en interface temperaturen bedragen 250, 150, en 300°C, respectievelijk. Dwell tijden werden vastgelegd op 30 ms voor PBDE analyse met de 25 m kolom en op 100 ms voor de analyse van BDE 209. 3.2.1.1.4. Overzicht van reeds gepubliceerde gegevens in verband met de geselecteerde methoden voor staalvoorbereiding en –analyse Alle methoden, die hierboven uitvoerig werden besproken, werden reeds toegepast in gepubliceerd onderzoek dat hieronder besproken zal worden. Voor elke matrix die tijdens dit project aan bod zal komen werd een procedure op punt gesteld, gevalideerd en toegepast in de praktijk. Het merendeel van de methoden werd reeds in het kader van eerdere projecten gevalideerd. De methode toegepast op groenten en fruit werd gevalideerd in het kader van het huidig onderzoek. In deze publicaties wordt veel aandacht besteed aan de precisie en de accuraatheid van de gegevens door een uitgebreide kwaliteitscontrole. Vergelijking van de verkregen waarden met zowel binnenlandse als buitenlandse studies geven een breder beeld van het contaminatieprofiel. Onderstaand worden voor elke matrix een aantal publicaties besproken. Groenten en fruit Tot hiertoe zijn er nog geen publicaties beschikbaar waarin enkel groenten en fruit bestudeerd worden omdat deze producten, omwille van de lipofiele eigenschappen van onze analieten, waarschijnlijk zeer lage concentraties bevatten. De toepasbaarheid van de methode op groenten en fruit werd echter wel in het labo zelf getest, in het kader van het lopende project. Drie wortelstalen en drie appelstalen werden voor extractie en clean-up gespiket met inwendige standaard BDE 77, voor injectie werd aan deze stalen externe standaard BB 155 toegevoegd. De blancostalen die meegenomen werden tijdens de extractie en clean-up werden 24
identiek behandeld. Hieronder wordt een kort overzicht gegeven van de gemiddelde terugvindbaarheid (recovery) van de inwendige standaard voor vlamvertragers in zowel de fruit- en groentenstalen als in de blancostalen die door het Toxicologisch Centrum werden uitgevoerd. Tabel 2: Gemiddelde recovery van interne standaard (BDE 77) ten opzichte van de externe standaard BB 155. oppervlakte BDE 77 gemiddelde recovery BDE 77 (%) oppervlakte BB155 stalen 1 712 056 97 6 316 540 blanco’s 1 132 718 99 6 742 918
Vlees, vis en eieren Verschillende vissoorten en invertebraten zoals garnalen, krab, pladijs en tong werden geanalyseerd op de aanwezigheid van 8 verschillende PBDE congeneren (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183 en 209) (Voorspoels et al., 2005). Het staalnamegebied situeert zich voornamelijk in de monding van de Schelde maar ook op een deel van de Noordzee. Verschillende factoren zoals de industrie nabij de Antwerpse haven en de nabijgelegen textielindustrie doen hogere PBDE-waarden verwachten in vis afkomstig van de Scheldemonding dan van de Noordzee. Analyse van de stalen bevestigt dit vermoeden met waarden aan de monding van de Schelde ongeveer 30 x hoger dan in de Noordzee. Waarden in de Noordzee bedroegen 0,02-1,5 ng/g versgewicht in de invertebraten, 0,06-0,94 ng/g versgewicht in visspier en 0,84-128 ng/g versgewicht in vislever. Voor stalen afkomstig van de Scheldemonding werden echter volgende concentraties gedetecteerd, 0,20-29,9 ng/g versgewicht voor invertebraten, 0,08-6,9 ng/g versgewicht in visspier en 15-984 ng/g versgewicht in vislever. Een volgende studie uitgevoerd door hetzelfde onderzoeksteam gepubliceerd door Voorspoels et al. (2007) onderzocht de voeding van de gemiddelde Belgische populatie op PBDEconcentraties. Voeding representatief voor de gemiddelde Belgische populatie, bestaande uit verschillende soorten vis, vlees en melkproducten, werd aangekocht in courante grootwarenhuizen en geanalyseerd op hun PBDE-concentratie. Additioneel werden ook enkele fastfoodstalen onderzocht. De verkregen waarden werden gebruikt om een gemiddelde dagelijkse inname te berekenen. Vis bleek de hoogste concentratie aan PBDEs te bevatten met een gemiddelde som (BDE 28, 47, 99, 100, 153 en 183) van 460 pg/g staal, gevolgd door melkproducten en eieren met 260 pg/g staal, fast food met 86 pg/g en vlees met 70 pg/g vers gewicht.
25
Van den Steen et al. onderzocht in 2006 de inter- en intravariabiliteit van concentraties van organogehalogeneerde
producten
zoals
polygechloreerde
bifenyls
(PCBs)
en
polygebromeerde difenylethers (PBDEs) in nesten van een kleine insectivore zangvogel, de mees (Parus major). PCBs waren de meest dominante contaminanten (met een gemiddelde van 4778 ng/g lipiden), terwijl PBDEs (gemiddelde van 204 ng/g lipiden) in veel lagere concentraties gedetecteerd werden. De intravariabiliteit in eieren van 1 nest was klein (7-22%) in vergelijking met de hoge intervariabiliteit tussen de verschillende nesten (78-97%). HBCDconcentraties (hexabromocyclododecaan) t.h.v. de Scheldemonding werden in 2005 gerapporteerd door Janak et al. Visstalen werden verzameld t.h.v. de Scheldemonding. Meer in detail werden 2 locaties geselecteerd nabij HBCD-productieplaatsen in Terneuzen, 2 locaties t.h.v. de Nederlandse kust en 3 locaties t.h.v. Antwerpen. Zowel de diastereomere als de enantiomere samenstelling van HBCD in spieren en de lever van vissen werden geanalyseerd. Stereo isomeren zijn isomeren waarvan alle paarsgewijze bindingen tussen de atomen gelijk zijn. De verschillen tussen de isomeren liggen in de ruimtelijke indeling. Men spreekt van enantiomeren wanneer twee stereo isomeren het spiegelbeeld zijn van elkaar. Men spreekt van diastereomeren wanneer twee stereo isomeren geen spiegelbeeld zijn van elkaar en dus 1 of meer chirale centra van elkaar verschillen. Totale HBCD-concentratie en samenstelling varieerde afhankelijk van de species. Som van HBCDs (9 – 1110 ng/g lipid gewicht) was lager in visstalen geanalyseerd in deze studie dan in visstalen van andere Europese landen in een soortgelijke omgeving, maar hoger dan in minder bevuilde gebieden in Europa. De α-HBCD-diastereomeer was het meest abundant in alle visstalen met een grotere bijdrage tot de totale HBCD-concentratie in lever dan in spierstalen. De Γdiastereomeer daarentegen, accumuleert minder in lever dan in spierstalen.
26
Figuur 6. Schematische voorstelling van alle 16 mogelijke 1,2,5,6,9,10 HBCD stereoisomeren. Absolute configuraties van zes paar enantiomeren (1a/b, 2 a/b, 5 a/b, 6 a/b, 7a/b, 8a/b) en vier mesovormen (3, 4, 9 en 10) worden getoond. Stippellijnen geven de spiegelvlakken weer.
Binnenhuisstof Naast voedselinname komen ook stofinhalatie en -ingestie steeds vaker aan bod in humane blootstellingsscenario’s. Een eerste verkennende studie van Harrad et al. in 2008 onderzocht de concentraties van PBDEs in stof. Omwille van de bijdrage van stofingestie tot de totale PBDE-blootstelling werden binnenhuisstofstalen uit USA, UK, Canada en Nieuw-Zeeland gemeten. Concentraties van BDE 209 in twee stalen uit UK (520 000 ng/g en 100 000 ng/g) zijn de hoogste die ooit gemeten werden in een binnenhuisomgeving. Gemiddelde concentraties waren voor Canada 620 en 560 ng/g (voor som tri-hexa BDE en BDE 209 respectievelijk), in UK 59 en 280 ng/g, in USA 1600 en 1300 ng/g en in Nieuw-Zeeland 96 ng/g (BDE 209 niet gemeten). PCA (principal component analysis) suggereert dat UK
27
stofstalen voornamelijk gecontamineerd zijn met deca BDE terwijl stofstalen uit de USA vnl. deca en penta residues vertonen. Serumstalen In een artikel van Covaci et al. (2005a) wordt beschreven hoe de methode voor PBDEanalyse in humaan serum op punt werd gesteld. Alle eisen waaraan een hedendaagse methode moet voldoen zoals eenvoudigheid, gevoeligheid en reproduceerbaarheid komen aan bod. Voor de SPE worden verscheidene cartridges getest waaruit blijkt dat enkel Oasis HLB kolommen de hoogste terugvindbaarheid (tussen 64%-95%) garanderen. Verwijdering van cogeextraheerde biologische materialen werd uitgevoerd door elutie van het extract door een 6 ml kolom gevuld met zure silica, geactiveerde silica en natriumsulfaat. De methode werd toegepast op serumstalen van een willekeurige Belgische populatie (4 navelstrengstalen en 11 serumstalen). De som van 6 BDE-congeneren (28, 47, 100, 99, 153 en 183) lag tussen 5,5 en 7,5 pg/ml in navelstrengbloed en tussen 15,1 en 39,8 pg/ml in serumstalen. Normaliseren we voor het vetgehalte van de stalen, dan bekomen we tussen 2,1 en 2,8 ng/g vetgewicht voor navelstrengserum en tussen 1,55 en 6,50 ng/g vetgewicht in serumstalen. De resultaten lagen in hetzelfde bereik als eerder gerapporteerde waarden voor een normaal blootgestelde Europese populatie (dit sluit beroepsmatige blootstelling of overmatige blootstelling via inname van zwaar gecontamineerd voedsel, zoals amateurvissers kunnen hebben, uit). Roosens et al. (in voorbereiding) rapporteerden over concentraties van persistente organische polluenten in serum. Serumstalen van drie leeftijdscategoriën (pasgeborenen, adolescenten en volwassenen) en acht verschillende Vlaamse regio’s werden verzameld in het kader van het Vlaams humaan biomonitoringprogramma uitgevoerd door het eerste generatie Steunpunt Milieu en Gezondheid. Stalen die behoren tot 1 leeftijdscategorie en 1 regio werden gepoold tot 1 staal. In totaal werden er 23 gepoolde stalen onderzocht (3 leeftijdsgroepen x 8 regio’s waarvan 1 staal niet beschikbaar). De stalen werden geanalyseerd op verschillende organochloor- en organobroompolluenten zoals PCBs en PBDEs (28, 47, 49, 66, 85, 99, 100, 153, 154, 183 en 209). De gemiddelde PBDE-concentratie en standaarddeviatie bedroeg 2,21 ± 0,45, 3,95 ± 0,39 en 4,55 ± 0,82 ng/g lipiden voor pasgeborenen, adolescenten en volwassenen, respectievelijk. De PBDE-concentratie in pasgeborenen waren significant hoger dan deze in adolescenten en volwassenen. Daarnaast werden er geen significante verschillen gevonden tussen PBDE-concentraties in de verschillende regio’s. Tabel 11 geeft de
28
verschillende bemonsterde gebieden weer, geen onderscheid werd gemaakt tussen de havengebieden. De hierboven beschreven extractie- en opzuiveringstechnieken werden geoptimaliseerd om een optimaal rendement van de te detecteren analieten en een zo zuiver mogelijk extract te bekomen. Het werken met zeer zuivere extracten laat de introductie van grotere extractievolumes (15-20 µl in plaats van 1-2 µl) in de GC toe, waardoor de detectielimiet merkbaar verlaagd kan worden. Hiervoor wordt gebruik gemaakt van een speciale PTVinjector (programmable temperature vaporiser) die reeds aanwezig was binnen het projectteam. Tot hiertoe werden enkele experimenten uitgevoerd met verse zalmstalen waarbij een clean-up m.b.v. zure silica werd uitgevoerd. Hier was het mogelijk om extractievolumes tot 5 µl in de GC te introduceren. Verdere experimenten met de meer agressieve clean-up met geconcentreerd zwavelzuur tonen dat de resulterende extracten dezelfde zuiverheidsgraad als de clean-up met zure silica hebben. Het uiteindelijke doel van deze experimenten is het op punt stellen van een clean-up methode die voldoende zuiverheid garandeert en waarbij het extract aldus in grotere hoeveelheid geïnjecteerd kan worden. Experimenten tot hiertoe uitgevoerd wijzen uit dat geconcentreerd zwavelzuur voldoende zuivere extracten levert. 3.2.1.2. Doelstelling 2: Het optimaliseren van de alternatieve gaschromatografische methoden gebaseerd op lage druk GC voor de kwantitatieve en kwalitatieve karakterisering van hoger gebromeerde PBDEs (nona en deca-BDE)
3.2.1.2.1. Probleemstelling Elke methode kent zijn beperkingen. Zo ook de kwantificatie- en kwalificatiemethode op basis van GC-MS. Vaak worden deze beperkingen pas zichtbaar tijdens het praktisch toepassen van de methode. Zo stelden we ten eerste vast dat hoogmoleculaire congeneren een hoge temperatuur vereisen tijdens injectie en tijdens scheiding t.h.v de kolom. Voor thermolabiele producten zoals BDE 209 (degradatie >300°C) leidt dit tot een sterke degradatie van de component in de GC-kolom. Daarom biedt de toepassing van technieken die thermische degradatie verminderen grote voordelen. Eén van deze technieken is lowpressure gas chromatografie (LP-GC), welke gebruikt kan worden als een alternatief voor conventionele GC-analyse van BDE 209.
29
3.2.1.2.2. Optimalisatie van de alternatieve gaschromatografische methoden gebaseerd op lage druk GC Scheidingsmethoden op basis van lage druk GC bieden een aantal interessante voordelen waaronder een opmerkelijke inkorting van de analysetijd en een daling van de elutietemperatuur. Deze hogere stroomsnelheid in combinatie met lagere temperatuur reduceert het aantal mogelijke interacties t.h.v actieve plaatsen van de kolom waardoor de degradatie van thermolabiele componenten zoals BDE 209 substantieel vermindert. Het creëren van een vacuum aan het uiteinde van de kolom wordt gerealiseerd door het verbinden van een brede cappilaire kolom (bv. 0,53 mm inwendige diameter) aan een nauwe restrictieve cappilair (bv. 0,1 mm inwendige diameter) die zich t.h.v de injector bevindt. BDE 209 is de meest abundante congeneer in binnenhuisstofstalen, vandaar dat deze matrix geselecteerd werd om deze methode op punt te stellen. De staalvoorbereiding van de binnenhuisstofstalen is identiek aan deze eerder beschreven voor de conventionele GCmethode. Na injectie van 1 µl opgezuiverd extract werden volgende parameters geoptimaliseerd: injector parameters, temperatuursprogrammatie van de oven met de kolomparameters en analytische parameters zoals herhaalbaarheid, precisie, lineariteit en LOD/LOQ,…. Speciale aandacht werd besteed aan het vinden van optimale injector- en ovencondities om thermische degradatie van BDE 209 te minimaliseren. Optimalisatie werd uitgevoerd door het berekenen van de piekoppervlakte van BDE 209 t.o.v. deze van zijn primair afbraakproduct BDE 207. Na optimalisatie van de techniek werd de toepasbaarheid op Vlaamse binnenhuisstofstalen getest. Chromatogrammen toonden een goede scheiding van zowel de hogere als de lagere gebromeerde PBDEs in een minimale tijd van 12 min. Concentraties (gemiddelde ± standaarddeviatie) bedroegen voor BDE-47 (24±14 ng/g), BDE-99 (32±10 ng/g), BDE-100 (4±2 ng/g), BDE-153 (8±9 ng/g), BDE-207 (14±9 ng/g) en voor BDE-209 (127±92 ng/g). Deze waarden liggen binnen hetzelfde bereik als eerder uitgevoerde analysen. Deze methode werd in het kader van eerdere experimenten op punt gesteld, de resultaten werden beschreven door Dirtu et al. (2008).
30
3.2.1.2.3. Inkorting van de analysetijd In hetzelfde artikel (Dirtu et al., 2008) werd tevens aandacht besteed aan de temperatuursprogrammatie van de oven om de retentietijd voor BDE 209 in te korten. Initieel werd de oventemperatuur tussen 90 en 180°C geprogrammeerd. Hierbij werd echter duidelijk dat bij een begintemperatuur van 100°C de afkoelingstijd in dergelijke mate toenam dat de winst in retentietijd volledig gecompenseerd werd door een verlenging van de volledige run (+ afkoelingsperiode). Hierdoor werd besloten een begintemperatuur van 90°C toe te passen. Optimalisatie van de eindtemperatuur toonde aan dat hogere eindtemperatuur van de oven overeenkomt met hogere degradatie van BDE 209 (toename van de basislijn, daling verhouding BDE 209/BDE 207). Gebaseerd op deze experimenten werd een eindtemperatuur van 295°C gekozen. Op deze manier werd een inkorting van de retentietijd van BDE 209 bekomen zonder de flow van het dragersgas teveel te verhogen (temperatuurstoename van 60 °C/min met een constante flow van 2,0 ml/min). Korte retentietijden van 6,5 en 9,8 min voor BDE 209 werden gevonden voor de 0,15 µm en 0,25 µm kolommen (filmdikte), respectievelijk, waaruit blijkt dat een dunnere filmdikte verkozen wordt om de retentietijd te beperken. Ter vergelijking, voor een conventionele GC-kolom (filmdikte 0,10 µm) werden retentietijden van langer dan 11,6 min gedetecteerd. Thermische degradatie is dus niet enkel afhankelijk van een elutiesnelheid maar ook van de elutietemperatuur. Tot hiertoe werden studies gepubliceerd waar een korte retentietijd in de kolom gecombineerd werd met een hoge elutietemperatuur (> 300°C) of een lage elutietemperatuur met langere retentietijden in de kolom. Huidige studie toont echter aan dat onder bovengenoemde condities zowel de thermische degradatie van BDE 209 als de retentietijd verminderd kan worden door gebruik te maken van low pressure-GC. 3.2.1.3. Doelstelling 3: Het ontwikkelen en valideren van analytische methoden voor HBCD isomeren gebruikmakend van LC-MS/MS
3.2.1.3.1. Probleemstelling Omdat
het
meten
van
nieuwe
gebromeerde
vlamvertragers
zoals
HBCD
(hexabromocyclododecaan) en TBBP-A (tetrabromobisfenol A) binnen het bereik van dit project valt, dringt een bijkomende detectiemethode zich op. Analyse van HBCD met de conventionele GC-methode geeft enkel een beeld van ΣHBCDs terwijl kwantificatie met LC/MS resulteert in scheiding van de drie belangrijkste HBCD isomeren (nl. α-HBCD, βHBCD en γ-HBCD). Het technische gebruikte HBCD-mengsel bestaat voornamelijk uit de γisomeer, terwijl humane stalen gekenmerkt worden door een groter aandeel van α-HBCD. 31
Deze isomere shift werd reeds in talrijke publicaties beschreven en is momenteel het onderwerp van veelvuldig wetenschappelijk onderzoek. Recent werd bewezen dat niet enkel in vivo biotransformatie verantwoordelijk is voor deze omzetting maar bijkomend werd een fotolytische gemedieerde shift van γ- naar α-HBCD in stof gerapporteerd. Gebaseerd op deze fotolytische shift werd een halfleven van 12 weken bepaald voor γ-HBCD in stof. Opheldering van het isomere patroon in stof geeft een beter beeld van de afkomst van de contaminatie en draagt dus op significante wijze toe tot de totale wetenschappelijke waarde van huidig onderzoek. Het gebruik van LC/MS heeft echter nog een ander belangrijk voordeel. Bij gebruik van de GC/MS methode kunnen de meer selectieve ionen (M-Br met m/z 561) niet geselecteerd worden voor kwantificatie door het grote verlies in sensitiviteit tov de Br-ionen (m/z 79) die normaal geselecteerd worden tijdens de GC-methode. Dit verlies in sensitiviteit valt te verklaren door het kleine piekoppervlakte van het M-Br signaal in vergelijking met de meer uitgesproken signalen van de Br-ionen (zie figuur 7). Het M-Br ion staat voor de massa van de molecule zonder broom. Het spreekt voor zich dat wanneer we ons baseren op dit ion, de selectiviteit sterk toeneemt in vergelijking met de monitoring op basis van het Br-ion dat veel frequenter voorkomt. Bij gebruik van LC/MS kunnen we wel gebruik maken van dit meer selectieve ion om kwantificatie uit te voeren, wat leidt tot een meer selectieve detectiemethode.
Abundance Scan 1519 (17.299
79
900000
160
800000 700000 600000 500000 400000 300000 200000 561
100000 0
209 241 267 295 321 351
119 100
150
200
250
300
403 432
350
400
450
481 500
526
620 550
600
m/z-->
Figuur 7. Full scan massaspectrum in ECNI/MS met 12C-HBCD als inwendige standaard.
32
657 650
3.2.1.3.3. De plaats van GC/MS versus LC/MS in de detectie van ΣHBCD en de detectie van de afzonderlijke HBCD-isomeren in de huidige studie Voor ΣHBCDs werden de stalen geanalyseerd met GC/MS, om de afzonderlijke isomeren te analyseren werd gebruik gemaakt van een LC/MS triple quad. De term “triple quad’ verwijst naar de verschillende delen aanwezig in de LC/MS die verantwoordelijk zijn voor het geleiden, de fragmentatie en de selectie van de gevormde ionen. Het gebruik van dergelijk toestel geeft een hogere gevoeligheid (± factor 10) waardoor de (meestal lage) HBCDconcentraties in de te analyseren stalen binnen het meetbereik vallen en dus meer geschikt is als kwantificatietechniek. Het gelijkwaardige gebruik van beide technieken om ΣHBCDs te bepalen, werd reeds in talrijke publicaties bewezen waaronder het recent gepubliceerd artikel door Abdallah et al. (2008b). Zowel binnenhuisstof als kantoorstof (n=37) werden in deze studie geanalyseerd voor Statistische
vergelijking
ΣHBCDs met behulp van GC–ECNI/MS en LC–MS/MS. van
de
verkregen
concentraties
toont
aan
dat
beide
analysetechnieken statistisch niet te onderscheiden zijn (p > 0,05). Excellente lineaire correlaties (Pearson coefficient waarden (r > 0,9) tussen GC–ECNI/MS en LC–MS/MS werden verkregen, met hellingen tussen 0,76 en 1,36. Dezelfde conclusie werd bekomen door onderzoek in het Toxicologisch Centrum (Roosens et al., 2008), waar ΣHBCDs in palingstalen van verschillende locaties (L4-L7) in de Schelde geanalyseerd werden, zowel met GC-ECNI/MS, GC-EI/MS, LC-iontrap/MS en LC-triple quad/MS. De combinatie van al deze technieken liet toe een objectieve vergelijking te maken tussen deze verschillende kwantificatiemethoden. Uit deze studie kon besloten worden dat de eerder genoemde technieken evenwaardig zijn in het opsporen van HBCD-concentraties, gelet op het eerder aangehaalde feit dat GC-methoden enkel toepasbaar zijn in stalen met hoge concentraties en niet in staat zijn de verschillende isomeren te scheiden, dit in tegenstelling tot de LCmethoden. 3.2.1.3.4. Ontwikkeling en validatie van analytische methode voor HBCD-isomeren gebruik makend van LC-MS/MS Ongeveer 50 mg van de gezeefde stofstalen (huis/kantoor) werd overgebracht in de extractiethimble. Na toevoeging van de inwendige standaard (25 ng 13C-α-HBCD, 25 ng 13C-γ en 12,5 ng
13
C-β-HBCD) ondergingen de stalen extractie en clean-up zoals beschreven in
3.2.1.1.2. Na indampen van het opgezuiverde extract werd een bijkomende fractionatie uitgevoerd. Hierbij werd een eerste fractie van het extract geëlueerd met voorverpakte silica kolommen met 6 ml hexaan en een tweede fractie met 6 ml DCM. Deze eerste fractie bevat, 33
naast de PBDEs, ook alle resterende onzuiverheden zoals vetten en andere lipofiele contaminanten. De tweede (en meer zuivere) fractie bevat de HBCD-isomeren. Deze laatste fractie wordt opgevangen en heropgelost in 150 µl methanol voor injectie in LC/MS triple quadrupole. Scheiding van TBBP-A, α-, β-, and γ- HBCD werd uitgevoerd met behulp van een duo pomp Agilent 1100 Serie vloeistofchromatograaf met automatische injectie en vacuüm ontgasser. Een Agilent Zorbax C18 omgekeerde fase analytische kolom (50 mm x 2,1 mm interne diameter, 3,5 µm deeltjesgrootte) werd gebruikt. Een mobiele fase van (a) water en (b) methanol aan een flow van 200 µl/min werd gebruikt voor elutie van TBBP-A en HBCD isomeren; beginnend met 75% (b) vervolgens lineair stijgend tot 100% (b) in 7 min; deze conditie werd gedurende 12 min aangehouden, gevolgd door een lineaire afname tot 75% (b) in 0,5 min en aangehouden gedurende 10 min. De analieten werden gescheiden tot op de basislijn met volgende retentietijden van 3,0; 7,0; 7,5 en 7,8 min voor TBBP-A, α-, β- en γHBCD, respectievelijk. Massaspectrometrische analyse werd uitgevoerd met een Agilent 6410 triple quadrupole massaspectrometer, ingesteld in ES negatieve ion mode. MS/MS detectie gebeurde in MRM mode voor de kwantitatieve bepaling van de HBCD isomeren gebaseerd op m/z 640,6Æ m/z 79 en m/z 652,6Æ m/z 79 voor de
12
C en
13
C-gelabelde
diastereomeren, respectievelijk. Detecteerbaar, maar zeer lage concentraties (typisch 0,1-0,4 ng individuele HBCD isomeren) werden waargenomen in procedureblanco’s (n=6). Concentraties in stalen werden gecorrigeerd voor de blancowaarden. Kwantificatielimieten van de methode voor individuele diastereomeren werden berekend op basis van de procedureblanco’s en op de hoeveelheid staal, ongeveer 5 ng/g. De accuraatheid en precisie van de analytische methode werd nagegaan aan de hand van herhaalde analyse (n=3) van SRM 2585. De bekomen waarden weken minder dan 15% af van de waarden bekomen door Abdallah et al. (2008a). 3.2.1.4. Doelstelling 4: Kwaliteitsgarantie van de verkregen resultaten d.m.v. interlaboratoire studies en gecertifieerde materialen
Om de kwaliteit van onze gegevens te verzekeren neemt het Toxicologisch Centrum deel aan een aantal georganiseerde ringtesten zoals AMAP (arctic monitoring assessment program) en MMQA (marine mammals quality assessment). Daarnaast werd ook deelgenomen aan een interlab test met betrekking tot BDE 209 in stof en sediment (jan-feb 2008). Het aantal deelnemers hangt af van de organisator, maar schommelt meestal tussen 10 en 30 laboratoria. Onderstaand vindt u een overzicht terug van de ringtesten uitgevoerd van 1999 tot 2008. De 34
resultaten van elke ringtest zijn electronisch beschikbaar op aanvraag. Voor de meest recente ringtesten worden de resultaten onderaan kort besproken. De betrouwbaarheid en aanvaardbaarheid van de resultaten van elk deelnemend labo wordt weergegeven aan de hand van een z-score. De z-score wordt berekend met volgende formule: z= (x-X)/SD waarbij x het gemiddelde is van een labo, X de consensuswaarde en SD de standaarddeviatie van de resultaten van de laboratoria die deelgenomen hebben aan deze interlabostudie. Op deze manier wordt de z-score, gebaseerd op de daadwerkelijk voorgelegde data, berekend afhankelijk van de relatieve standaarddeviatie van de data van de andere laboratoria. De waarde van de z-score wordt op volgende wijze geïnterpreteerd: -2 < z > 2: aanvaardbaar, -3 < z > -2 en 2 < z > 3: twijfelachtig, z < -3 of z > 3: onaanvaardbaar. De Amap 2006, 2007 en 2008 ringtesten bestaan uit drie humane serumstalen waar buiten gebromeerde
vlamvertragers
ook
PCBs
(polychloorbifenylen)
en
OCPs
(organochloorpesticiden) gemeten worden. Deze discussie richt zich enkel op deze eerste analieten omdat enkel deze van belang zijn in de huidige studie. De gerapporteerde waarden (ng/ml) en de eigenlijke waarden (ng/ml) per staal zijn opgelijst in tabel 4. Serumstalen zijn steeds gespikete stalen daarom spreekt men van ‘eigenlijke’ concentraties. Andere matrices zoals bv voor de NIST ringtesten zijn niet gespiked maar de consensus concentratie wordt bepaald door het gemiddelde te nemen voor de waarden die door de deelnemende laboratoria gemeten werden. Zoals voor de Norman ringtest werden voor AMAP 2007 en 2008 ook de z-waarden berekend. z-scores tussen -2 en 2 staan voor een aanvaardbaar resultaat. Tabel 3 geeft een samenvatting van deze waarden die een goede indicatie vormen voor de kwaliteit van onze analyses. Er wordt ook melding gemaakt van de NIST ringtest die zich richt op organische contaminanten in zeezoogdieren. Hier wordt telkens 1 staal geanalyseerd. De HBCD-interlaboratorium ringtest omvatte de analyse van drie stalen waaronder één haringstaal uit de Baltische Zee, één leveroliestaal van kabeljauw en één standaardoplossing α-HBCD in tolueen. Deze laatste oplossing werd geanalyseerd met als uiteindelijk resultaat 482 pg/µl terwijl de consensusconcentratie 500 pg/µl bedroeg. De concentratie van het haringstaal bedroeg 584 pg/g. Deze waarde lag in het bereik van de andere laboratoria (250640 pg/g, mediaan 432 pg/g). De concentratie in leverolie bedroeg 7155 pg/g, ook deze waarde lag in het bereik van de andere ingediende concentraties (5500-9697 pg/g, mediaan 7125 pg/g).
35
Algemeen kan besloten worden dat in vergelijking met de andere deelnemende laboratoria de resultaten steeds positief waren met een z-score tussen -2 en 2 en binnen een aanvaardbaar bereik van 0-20% afwijking van de ware concentratie (gespikte of consensuswaarde) lagen. Tabel 3: Overzicht ringtesten Toxicologisch Centrum Antwerpen Verbinding Naam ringtest (jaar) matrix waarde UA (SE)
AMAP (2008)
Std oplossing, Stof, sediment Vis, sediment en std oplossing Vis, visolie en std oplossing Humaan serum
45 ± 1 ng/ml, 2186 ± 58 ng/g, 12,0 ± 0,4 ng/g Beschikbaar op aanvraag 584 pg/g, 7155 pg /g, 482 pg/µl Zie tabel 4
gemiddelde deelnemende labo’s 50,2 ± 2,5 ng/ml, 2510 ± 90 ng/g, 15,0 ± 1,7 ng/g Beschikbaar op aanvraag 500 pg/µl, 7125 pg/g, 432 pg/g Zie tabel 4
PBDEs
AMAP (2007)
Humaan serum
Zie tabel 4
Zie tabel 4
PBDEs
AMAP (2006)
Humaan serum
Zie tabel 4
Zie tabel 4
PBDEs
AMAP (2005)
Humaan serum
PBDEs
AMAP (2004)
Humaan serum
PBDEs
AMAP (2003)
Humaan serum
PBDEs
AMAP (2002)
Humaan serum
PBDEs
MMQA (2007)
Zeezoogdieren
PBDEs
NIST-MMQA (2005) NIST-SED (2004)
Zeezoogdieren
Omgevingsstaal en std oplossing
Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag
Omgevingsstaal en std oplossing
Beschikbaar aanvraag
BDE 209
Norman (2008)
PBDEs
BROC (2002)
HBCD
(2006)
PBDEs
PBDEs PBDEs PBDEs PBDEs
NIST-MMQA (2003) 3rdBSEF/Quasimeme (2003) 2ndBSEF/Quasimeme (2001-2002)
Sediment Zeezoogdieren
36
op op op op op op op op op op
Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag Beschikbaar aanvraag
op
Beschikbaar aanvraag
op
op op op op op op op op
Z-score UA -1,1, -0,5, -0,8 / Zie tabel 4 Zie tabel 4 Zie tabel 4
Tabel 4: Overzicht van de resultaten voor de AMAP ringtesten 2006, 2007 en 2008. Voor round 1 in 2006 en round 2 in 2007 werden geen z-scores vermeld. ng/mL Round 1-2008 Sample W08-01 Z-score
UA AMAP
PBDE 28 0,22 0,25 -1,00
PBDE 47 0,47 0,60 -1,08
PBDE 99 0,22 0,28 -0,94
PBDE 100 0,21 0,24 -0,63
PBDE 153 0,29 0,35 -0,86
PBDE 154 0,31 0,37 -0,81
PBDE 183 0,08 0,14 -2,32
Round 1-2008 Sample W08-02 Z-score
UA AMAP
0,42 0,45 -0,33
0,21 0,29 -1,38
0,31 0,41 -1,22
0,22 0,27 -0,93
0,34 0,45 -1,22
0,14 0,17 -0,88
0,19 0,39 -2,35
Round 1-2008 Sample W08-03 Z-score Round 3-2007 Sample W07-07 Z-score
UA AMAP
0,26 0,29 -0,52 0,25 0,26 0,00
0,64 0,80 -1,00 0,74 0,73 0,00
0,13 0,16 -1,07 0,54 0,53 0,09
0,12 0,13 -0,39 0,24 0,24 0,00
0,17 0,18 -0,28 0,33 0,35 -0,29
0,22 0,27 -0,93 0,35 0,39 -0,51
0,14 0,24 -2,08 0,40 0,41 -0,12
Round 3-2007 Sample W07-08 Z-score
UA AMAP
0,51 0,50 0,10
0,44 0,44 0,07
0,38 0,37 0,14
0,52 0,52 0,00
0,21 0,25 -0,80
0,12 0,13 -0,38
0,24 0,27 -0,56
Round 3-2007 Sample W07-09 Z-score Round 1-2007 Sample W07-01 Z-score
UA AMAP UA AMAP
0,35 0,36 -0,14 0,41 0,41
0,99 0,98 0,05 0,36 0,44
0,20 0,19 0,26 0,09 0,15
0,14 0,15 -0,33 0,43 0,44
0,44 0,46 -0,22 0,19 0,22
0,41 0,47 -0,64 0,27 0,36
0,15 0,18 -0,38 0,17 0,36
Round 1-2007 Sample W07-02 Z-score
UA AMAP
0,14 0,15
0,90 0,90
0,41 0,46
0,27 0,27
0,37 0,42
0,41 0,37
0,33 0,27
Round 1-2007 Sample W07-03 Z-score Round 2-2006 Sample W06-04 Z-score
UA AMAP
0,34 0,31
0,99 0,99
0,26 0,31
0,36 0,36
0,24 0,31
0,37 0,44
0,21 0,44
UA AMAP
0,38 0,43
0,66 0,66
Round 2-2006 Sample W06-05 Z-score
UA AMAP
0,65 0,73
0,30 0,35
Round 2-2006 Sample W06-06 Z-score
UA AMAP
0,21 0,21
0,14 0,16
UA AMAP
37
3.2.2. Partim 2: Perfluoralkyl chemicaliën (PFCs) 3.2.2.1. Analyse van de stalen: PFC-extractie methode
Aan de UA werden PFCs geëxtraheerd aan de hand van een solvent-extractie methode (Powley et al., 2005, Hansen et al., 2001), mits enige aanpassingen, en een vaste fase extractie (Taniyasu et al., 2005). 3.2.2.1.1.Staalvoorbereiding: algemeen Staalvoorbereiding voor analyse van perfluorverbindingen gebeurde identiek als uitgelegd in 3.2.1.1. Zo werd ook voor de perfluorverbindingen aangetoond door van Leeuwen et al. (2007) dat het vriezen en/of ontdooien van stalen geen nadelige invloed heeft op de PFCconcentraties, dit zowel voor bloed- en serumstalen als voor water. Er werden tevens verscheidene studies gepubliceerd waar de staalbewaring plaats vond bij -20°C (Tittlemier et al., 2006; Guruge et al., 2005; Fromme et al., 2007a,b,c; Ericson et al., 2007; Calafat et al., 2006; Karrmann et al., 2006 en 2007; Jin et al., 2007) en zelfs bij -80°C (Olsen et al., 2007). Voedingsstalen De ontdooide groenten/fruitstalen voor de PFC-analyses werden gehomogeniseerd mbv. een sapcentrifuge of een klassieke keukenmixer. De pulp en het sap werden na het centrifugeren terug samengevoegd. Per staal werd er ongeveer 1 gram afgewogen in een polypropyleencentrifuge tube van 50 ml. Voor vlees- en visstalen werd gebruik gemaakt van een klassieke keukenmixer (Braun). Voor vezelrijke groenten (bv. prei, witloof) werd nagegaan of vriesdrogen een mogelijke oplossing zou zijn om de stalen homogeen te krijgen. De invloed van het vriesdrogen werd getest met visfilet (spierweefsel van een kabeljauw), waaraan perfluorverbindingen werden toegevoegd in het kader van een interlabostudie (Perforce). Deze matrix is eenvoudig te homogeniseren waardoor eventuele verschillen die te wijten zijn aan een slecht homogenaat kunnen worden uitgesloten. Eén deel van de visfilet werd eerst gevriesdroogd, het andere deel werd vers homogeniseerd (Ultra-turrax). Vervolgens werden ze op identieke wijze geëxtraheerd, gezuiverd en gemeten. Per behandeling (gevriesdroogd of vers) werden drie stalen geëxtraheerd. Uit de resulaten (figuur 8) blijkt dat vriesdrogen zorgt voor een verlies van de drie gemeten perfluorcomponenten namelijk PFOS, PFOA en PFNA.
38
120
Concentratie (ng/g ww)
100 80 60
Klassiek
40
Gevriesdroogd
20 0 -20
PFOS
PFOA
PFNA
Figuur 8: Resultaten (gemiddelde van drie extracties van hetzelfde staal ± standaarddeviatie) van de vriedroogtest op visfilet, uitgevoerd aan de UA voor PFOS, PFOA en PFNA.
Door deze resultaten werd er besloten om binnen het kader van dit project de stalen niet te vriesdrogen maar ze vers te homogeniseren. Deze methode werd toegepast bij verschillende PFC-analyses van voedselstalen (Tittlemier et al., 2005, 2006, 2007; Schlummer et al., 2008; Wang et al., 2008). Alle stalen die gemeten worden in het kader van dit project werden gehomogeniseerd met een klassieke keukenmixer die geen teflononderdelen bevat. Bier, leidingwater en koemelk De vloeistoffen die gemeten werden in het kader van dit project vereisten geen specifieke voorbereiding uitgezonderd de onheldere bierstalen. Deze werden eerst gefilterd over een Whatman GF/C filter om zo te voorkomen dat de cartridges verstopt geraken. Serum en moedermelk De serum- en moedermelkstalen vragen geen specifieke voorbereiding en konden onmiddelijk geëxtraheerd worden. Binnenhuisstof Om de grote partikels te verwijderen werd binnenhuisstof voor zowel de BFRs als voor de PFCs eerst gezeefd (500 µm) alvorens te extraheren.
39
3.2.2.1.2. Extractieprocedure Voedingsstalen Aan het gehomogeniseerde weefsel werd acetonitrile (10 ml) toegevoegd. Aan elk staal werd vervolgens 10 ng van elke interne standaard (13C-PFHxS, 13C-PFOS, 13C-PFBA, 13C-PFHxA, 13
C-PFOA,
13
C-PFNA,
13
C-PFDA ) toegevoegd. De stalen werden geschud en gevortexed
vooraleer ze drie keer in een ultrasoon bad werden geplaatst gedurende 10 minuten. Tussen elke beurt werden de stalen gevortexed. Na het ultrasone bad werden de stalen gedurende 5 minuten gecentrifugeerd (Avanti, California, USA (2000 rpm, 7 °C). Het supernatans werd ingedampt tot 1ml (warmwaterbad en stikstof-flow) en vervolgens verder opgezuiverd (zie 3.2.2.1.3. Clean-up). Stofstalen De extractieprocedure is identiek aan de procedure van de voedinggstalen met uitzondering van de hoeveelheid geëxtaheerd staal. Voor stof werd er ongeveer 0,5 g genomen in tegenstelling met voedinggstalen waar er 1g werd geanalyseerd. Serum en moedermelkstalen Op basis van de laatst gepubliceerde artikels over serum- en moedermelkconcentraties werd gekozen om deze stalen te extraheren met vaste fase extractie (solid-phase extraction) in plaats van de solvent-extractie methode. Aan 0,5 ml serum werd 10 ng van elke gelabelde standaard en 2 ml mierenzuur/water (1/1 verhouding) toegevoegd. Na de stalen te vortexen werden ze gedurende 15 min in een ultrasoonbad geplaatst. Daarna werden ze gecentrifugeerd (4000 g, 30 min). Er werd gebruik gemaakt van Oasis WAX cartridges (3 cc, Waters) aangesloten aan een vacuümpomp. Deze kolommen werden eerst geconditioneerd met 2 ml acetonitrile en 2 ml ‘reversed osmose water’. De doorstroomsnelheid bedroeg ongeveer 2 druppels per seconde. Na het conditioneren werd de vloeistof verkregen na centrifugatie aangebracht op de kolommen. Vervolgens werden de kolommen gewassen met 2 ml 40% acetonitrile en geëlueerd met 1 ml 2% ammoniumhydroxide. Het uiteindelijke extract (1 ml) is dan klaar voor de filtratie. Water en andere vloeistoffen De PFCs-concentratie in water- en bierstalen werd bepaald aan de hand van de vaste-fase extractie methode. Het staal werd overgebracht in een erlenmeyer (met slijpstuk) waaraan koolstof-gelabelde standaarden worden toegevoegd. Aan de onderkant van de glazen kolom 40
werd een C18 SPE cartridge geklemd. Deze cartridge werdt geconditioneerd door het te elueren met achtereenvolgens 10 ml acetonitrile en 10 ml ‘reversed osmose water’. De te analyseren vloeistof werd op de kolom gebracht. De doorstroomsnelheid bedroeg ongeveer 2 druppels per seconde. Het eluens kan worden weggegooid. Vervolgens werd de kolom gespoeld met 10 ml acetonitrile. Deze vloeistof werd opgevangen in een 30 ml PP tube en ingedampt onder stikstof tot 0,5 ml. Het staal werd gefilterd, de filter zelf werd nogmaals gespoeld met 1 ml acetonitrile en de PP buis werd ook nog nagespoeld met 0,5 ml acetonitrile. Een extra zuiveringstap met actieve koolstof is bij waterstalen niet nodig. 3.2.2.1.3. Clean-up Alle stalen die geëxtraheerd werden met de solvent-extractie methode (groenten, fruit, vlees, vis, ei, en stof) vereisen een extra zuiveringsstap. Deze zuivering is niet nodig voor de stalen die met de vaste fase extractiemethode worden geëxtraheerd (water, bier, melk en serum). Om de stalen te zuiveren werden er Eppendorf tubes van 1,7 ml gevuld met ongeveer 25 mg actieve koolstof (ENVI-Carb 120/400; Supelco, Bellefonte, USA). Hierbij werd 50 µl azijnzuur toegevoegd. De actieve koolstof bindt aan organische stoffen met een lipofiel karakter waardoor deze zullen neerslaan. Door toevoegen van het azijnzuur daalt de pH waardoor de perfluoralkylverbindingen niet meer zullen binden aan de koolstof. Van het supernatans (verkregen uit stap 2) werd 1 ml overgebracht in de eppendorf tubes. Na stevig schudden en vortexen van de stalen werden ze in een eppendorf AG 5415R centrifuge (Hamburg, Duitsland) geplaatst (10 000 rpm, 10 min, 7 °C). Van het verkregen supernatans werd 500 ml overgebracht in een nieuwe eppendorf-tube. Indien na de eerste zuivering geen kleurloos extract verkregen werd, kon dit nogmaals herhaald worden. Een tweede zuiveringsstap was noodzakelijk bij binnenhuisstofstalen. De gezuiverde extracten werden bewaard bij -20 °C tot de analyse. 3.2.2.2.. Doelstelling1: Evaluatie extractie-, meet- en kwantificatie methodes van PFCs
3.2.2.2.1. Introductie De meetmethode voor perfluorverbindingen laat toe om zowel sulfonzuren, carbonzuren als alcoholen te meten. Op basis van een interlabostudie over geperfluoreerde verbindingen werden in het kader van het Europese PERFORCE-project verschillende meet- en extractiemethodes voor vis, water en humane stalen gevalideerd. In totaal waren er 27 deelnemende laboratoria voor de milieumatrices (water en vis). De humane serumstalen
41
werden door 19 van de 27 laboratoria gemeten en voor de bloedstalen namer er slechts 7 laboratoria deel. Aan de laboratoria werd gevraagd om volgende stalen te meten: -
een standaardoplossing van perfluorverbindingen
-
brak water
-
lever van een platvis (Platichthys flesus)
-
spierweefsel (Platichthys flesus)
-
humaan serum en bloed
Figuur 9: Relatieve standaard deviaties (rsd) van alle geraporteerde resultaten voor 7 verschillende PFCs in alle geteste matrices. De rsd waarden werden enkel berekend voor datasets die minstens 5 resultaten hebben in geleverd. De relatieve standaarddeviatie (RSD, %RSD) is de standaarddeviatie van een reeks kwantitatieve meetresultaten uitgedrukt als percentage van het gemiddelde op diezelfde meetresultaten.
Uit de resultaten van deze studie (figuur 9) blijkt dat er relatief goede overeenkomsten zijn tussen de verschillende laboratoria voor PFOA, PFOS en PFOSA in de standaardoplossing, leverextract, bloed en serum. Aan de andere kant is de overeenstemming voor deze drie verbindingen zeer gering voor spierweefsel en brakwater. Voor het spierweefsel zijn de extractie en (afwezigheid van) zuivering een aanzienlijke bron van fouten die een significante bijdrage leveren aan de variatie op de data. Voor de grote verschillen tussen de resultaten van het brakwater werden geen verklarende factoren opgegeven. Uit verschillende workshops in het kader van PERFORCE blijkt dat de deelnemende laboratoria niet in staat zijn om een onderscheid te maken tussen de verschillende isomere vormen (vb. Perfluoro-1-methylsulfonaat, perfluoro-4,4-dimethylsulfonaat,...) van de perfluorverbindingen. Dit wil zeggen dat de lineaire vorm en de vertakte isomeren niet afzonderlijk kunnen gekwantificeerd worden ondanks deze vormen mogelijk wel verschillen in bv. toxiciteit. De isomeren kunnen eventueel individueel gedetecteerd worden maar de kwantificatie ervan was nog niet mogelijk omdat de beschikbare standaarden bijna uitsluitend 42
uit de lineaire vorm bestaan met een maximum van 99% van de lineaire vorm. De hoeveelheid lineaire moleculen in deze standaardoplossingen is gekend (afhankelijk van de leverancier) maar de samenstelling van de isomeren niet (welke vertakkingen, lengte van de vertakte keten,...). De zuiverheid van deze standaarden verschilt tussen de verschillende leveranciers. Bovendien verschilt de samenstelling ook binnen één leverancier. Momenteel zijn er 9 verschillende commerciële standaarden van isomere verbindingen van PFOA en PFOS beschikbaar. Het betreft hier enkel de gewone standaarden en dus niet de C-gelabelde. De kwantificatie is hierdoor wel mogelijk maar er kan geen rekening worden gehouden met eventuele matrixeffecten. Deze vertakte standaarden werden in het kader van dit project niet meer aangekocht. Alle resultaten in het kader van dit project omvatten enkel de lineaire vormen van de verschillende perfluorverbindingen. Indien er vertakte vormen werden waargenomen, werd hun aanwezigheid duidelijk vermeld. Deze werden echter niet gekwantificeerd aangezien dit momenteel niet op betrouwbare manier kan gebeuren. Deze vertakte vormen gedragen zich immers op een andere manier doorheen de extractieprocedure. 3.2.2.2.2. Selectie van te meten perfluorverbindingen Bij de aanvang van de eerste metingen in het kader van dit project werd getracht zoveel mogelijk verschillende perfluorverbindingen te meten. De rapportering ervan gebeurd op basis van de resultaten en bijhorende discussie binnen de stuurgroep. Op basis van de eerste meetresultaten, uitgevoerd door de UvA en de UA, van 10 verschillende matrices werd besloten om in het kader van dit project volgende verbindingen te meten aan de UA: PFBS, PFHxS, PFOS, PFBA, PFHxA, PFOA, PFNA en PFDA. Voor al deze perfluorverbindingen is er een C-gelabelde standaard verkrijgbaar uitgezonderd voor PFBS. Om het matrixeffect voor deze verbinding in rekening te brengen wordt er gekeken naar de gelabelde PFHxS omdat deze C-gelabelde verbinding het meest gelijkend (ook een sulfonaat en de koolstofketen heeft 2 koolstofatomen meer) is op PFBS. PFBS zou eventueel ook gekwantificeerd kunnen worden adhv PFOS maar deze verbinding heeft 3 koolstoffen meer. Deze methode wordt algemeen toegepast indien er geen gelabelde standaard beschikbaar is. Men kijkt dan naar een perfluorcomponent met dezelfde functionele groep en met het dichtst bijzijnde aantal koolstoffen (Kärrman et al., 2006, Bernsmann et al., 2008). Ondanks het feit dat er geen C-gelabelde verbinding beschikbaar is voor PFBS, is het toch belangrijk om deze component te meten. Sinds de uitfasering van PFOS, wordt voor de meeste toepassingen PFBS immers gebruikt als vervangproduct van PFOS. De
43
perfluorverbindingen met een langere C-keten (PFHpS, PFDS, PFOSA, PFPA, PFHpA, PFUnA, PFDoA, PFTrA en PFTeA) zullen in fase 3 niet worden gemeten. Er bestaan geen Cgelabelde standaarden van deze verbindingen, ze worden in zeer lage concentraties of niet teruggevonden in de geselecteerde matrices (uitgezonderd voor binnenhuisstof maar hier zijn de teruggevonden concentraties relatief laag in vergelijking met de andere gemeten componenten) en er zijn zeer weinig literatuurgegevens terug te vinden over deze verbindingen waardoor de data niet vergeleken kunnen worden. 3.2.2.2.3.Uittesten van verschillende analytische kolommen De fluophase kolommen die gebruikt worden voor metingen met de HPLC kunnen niet gebruikt worden voor de UPLC. Bij ‘fluophase kolommen’ bestaat de stationaire fase uit koolstof-fluorverbindingen in plaats van koolstof-waterstofverbindingen. Door deze substitutie worden er extra interacties gecreëerd waardoor de selectie van polaire componenten wordt verhoogd. Doordat de dipolariteit van de C-F verbinding groter is dan bij C-H verbinding vergroot de retentie waardoor een betere scheiding wordt verkregen bij polaire componenten. De fluophase kolommen, die in het verleden aan de UA werden gebruikt om PFCS te analyseren met een HPLC, kunnen de hoge druk (tot 1034 bar) die gegenereerd wordt bij een UPLC niet aan. Hierdoor werd er gezocht naar andere analytische kolommen.
Het
aantal
beschikbare
kolommen
voor
de
UPLC
waarmee
men
perfluorverbindingen kan meten is zeer beperkt omdat het toestel relatief nieuw is en omdat perfluorcomponenten specifieke analytische condities vereisen. Er werd beslist om een BEH C18 kolom (2,1 X 100 mm, 1,7µm, Waters, USA) te gebruiken. BEH staat voor ‘Bridged Ethylsiloxane/silica Hybrid’. Deze kolommen werden specifiek voor UPLC’s ontwikkeld en werden bij het toestel geleverd. Ze werden reeds door Waters, de leverancier van de UPLC, zelf gebruikt om perfluorverbindingen te meten en gaven goede resultaten (een goede scheiding en goede chromatografische pieken van de PFCs Uit de resultaten van de toepassingsnota (Waters) bleek dat de UPLC gecontamineerd was met PFOA. De contaminatie zou afkomstig zijn van de tubings en de kleppen in het UPLCtoestel die uit teflon vervaardigd zijn. De contaminatie werd eveneens waargenomen bij de eerste metingen aan de UA. Na overleg met het Centrum voor proteomics en massaspectrometrie (UA) en de firma Waters bleek dat dit probleem opgelost te kunnen worden door een extra kolom te plaatsen voor de autosampler. De extra kolom zorgt voor voldoende retentie waardoor de chromotagrafische pieken van de achtergrondcontaminatie en 44
die van de stalen volledig gescheiden zijn. Hierdoor geeft de chromatografische piek van het staal enkel de grootteorde weer van de perfluorcomponenten in het staal. Nadat de eerste metingen van de overige perfluorcomponenten (PFBS, PFHxS, PFBA, PFDA en PFHxA) werden uitgevoerd, werd het duidelijk dat het toestel ook gecontamieerd was met PFBA. Op onderstaande figuur is het duidelijk dat ook hier een duidelijke scheiding tussen de chromatografische pieken afkomstig van het toestel (rechts) en het staal (links) wordt verkregen na het plaatsen van een extra kolom. 311008050
8: MRM of 1 Channel ES213 > 169 405
7.70
100
7.85 7.52 7.50 8.01
7.41
0.63
7.32
%
7.27
8.08 7.24 7.21 6.97 7.06
0.67 6.70
3.75 4.76 0.89 0.31
1.60
1.21
1.64
2.21
2.83
3.03
6.31
5.81
5.08
5.77 5.83
2.24
0.03
6.39
6.56 6.81
9.18 9.19
3.64 3.54
8.26
1.38
8.49
0.42
0.50
9.47 9.42
9.84 9.65
9.96
8.43
0.24
0
9.01 9.03 8.70 8.81
1.00
1.50
2.00
2.50
3.00
3.50
4.00
4.50
5.00
5.50
6.00
6.50
7.00
7.50
8.00
8.50
9.00
9.50
Time
Figuur 10: Chromatogram van PFBA waarop een duidelijke piek te zien is van het staal (links) en de pieken veroorzaakt door contaminatie van het toestel (rechts).
De firma Waters heeft een starterskit ter beschikking voor hun UPLC-toestellen die gebruikt zullen worden om perfluorverbindingen te meten (Lee et al., 2008). Deze kit omvat verschillende kleine onderdelen van de UPLC (tubings, vials, peak naalden) om problemen te vermijden door contaminatie. Al deze onderdelen (tubings, vials, peak naalden,...) werden eveneens vervangen op het toestel van de UA waardoor gesteld kan worden dat de geïntregreerde pieken voor de kwantificering van de stalen afkomstig zijn van het geïnjecteerde staal en niet van het toestel. De extra kolom blijft noodzakelijk aangezien de kleppen in het toestel vervaardigd zijn uit PFTE en deze niet vervangen kunnen worden. Alle analyses in het kader van dit project werden uitgevoerd na de nodige aanpassingen aan het toestel.
45
3.2.2.2.4. Inkorting analysetijd Tot op heden werden perfluorverbindingen aan de UA gemeten met een HPLC. Dit toestel was niet optimaal voor het meten van biotische stalen met als gevolg dat er veel technische problemen optraden. Doordat er bijvoorbeeld een groter volume geïnjecteerd moest worden (noodzakelijk om goede chromatografische pieken te verkrijgen), verstopte de injectienaald regelmatig. De Universiteit van Antwerpen heeft een UPLC (Ultra Performance Liquid Chromotagraphy, Acquity, Waters ) aangekocht. Een groot voordeel van de UPLC ten op zichte van de HPLC is dat de looptijd per staal van gemiddeld 22 minuten gereduceerd wordt tot minder dan 8 minuten. Bovendien is een UPLC gevoeliger en geeft het een betere chromotografische resolutie in vergelijking met een HPLC. Alle analyses in het kader van dit project werden uitgevoerd met de UPLC. Indien er reeds gerapporteerde resultaten van metingen met de HPLC worden aangehaald, zal dit explicitiet vermeld worden. 3.2.2.2.5. Homogenisatie Het homogeniseren van de stalen nam in het verleden de meeste tijd in beslag tijdens een PFCs-analyse. Bij eerder uitgevoerde analyses werd er gebruik gemaakt van een Ultra-turrax T 8 mixer (IKA-WERKE, Steufen, Duitsland) om de weefsels te homogeniseren. Voor organen, spierweefsel en zachte weefsels van bijvoorbeeld mosselen volstaat deze methode, maar de hoeveelheid weefsel die men kan verwerken is beperkt (maximum 2 gram). Bovendien dient men tussen de verschillende stalen steeds de mixer te demonteren om alle onderdelen
te
kunnen
reinigen.
Omwille
van
de
omslachtigheid
van
deze
homogenisatiemethode werd er gezocht naar andere mogelijkheden. Er bestaan veel verschillende types mixers maar meestal bevatten ze een onderdeel uit Teflon waardoor de stalen gecontamineerd kunnen worden. In het kader van de huidige studie werd de bruikbaarheid van een klassieke sapcentrifuge nagegaan voor de homogenisatie van verschillende soorten groenten en fruit. De gewone keukenrobot volstaat niet om het weefsel homogeen te krijgen voor de PFC-extracties. 3.2.2.2.6. Kwantificatie Er bestaan twee mogelijkheden om de hoeveelheid PFCs te kwantificeren. Dit kan gebeuren met een traditionele solvent-ijklijn (een ijklijn met verschillende concentraties van standaardoplossingen) of met een standaard-additie curve (of matrix mached additie). In een interlabostudie (PERFORCE) werden beide methoden met elkaar vergeleken. De resultaten stemmen overeen indien er gelabelde standaarden voorhanden zijn. Indien er geen gelabelde
46
standaard beschikbaar is van de te meten perfluorcomponent, is het aangeraden om de standaard-additie methode te gebruiken. Dit houdt in dat er aan een blanco matrix (hetzelfde type weefsel als datgene dat gemeten moet worden, waarin geen PFCs aanwezig zijn) verschillende hoeveelheden niet gelabelde standaard worden toegevoegd. Doordat de ijklijn wordt aangemaakt in dezelfde matrix als de te meten stalen wordt er onmiddellijk rekening gehouden met het matrixeffect en dient er geen aparte correctie voor gemaakt worden. Dit matrixeffect wordt veroorzaakt door interferentie tijdens de analyse door bijvoorbeeld onderdrukking van de electrospray (de te meten moleculen worden afgeschermd door bijvoorbeeld vetten) of door massa interferentie (andere moleculen met eenzelfde massa als de te meten perfluorcomponent worden aanzien als de perfluorcomponent). Binnen het kader van dit project werd gebruik gemaakt van een solvent-ijklijn, ondermeer omdat er bijna uitsluitend perfluorverbindingen zullen worden gemeten waarvoor een gelabelde standaard voorhanden is. Bovendien is deze methode eenvoudiger en neemt ze minder tijd in beslag. De solventijklijn kan immers gebruikt worden om de concentraties in verschillende matrices te kwantificeren in tegenstelling met standaard-additie waarbij voor elk type matrix een ijklijn moet worden gemaakt. Aangezien er binnen het kader van dit project veel verschillende matrices dienden te worden gemeten, werd er veel tijd uitgespaard door met een solventijklijn te werken. Bovendien stelt zich het probleem dat er voor perfluorverbindingen nog geen gecertificeerd referentiemateriaal voor verschillende matrices beschikbaar is waardoor we zelf op zoek zouden moeten gaan naar niet gecontamineerde matrices. Er werd rekening gehouden met het matrixeffect door aan elk staal een hoeveelheid van de gelabelde standaarden toe te voegen. Aan de solventijklijn wordt exact dezelfde hoeveelheid toegevoegd in elk ijkpunt. Uiteindelijk zal de verkregen concentratie van het staal worden vermenigvuldigd met de verhouding van de intensiteit van de chromatografische piek in de ijklijn (er wordt een gemiddelde genomen van alle ijkpunten) tot de intensiteit van de piek in het staal. 3.2.2.2.7. Validatie van de meting van PFCs verbindingen in serum en plasma Om de extractie en meetmethode van perfluorverbindingen voor serum en plasma te valideren, werden er aan de UA serum- en plasma stalen gemeten van verschillende ringtesten:
47
-
Fluoros 2nd Worldwide Interlaboratory Study on PCFs-Human Serum (2006; 15 deelnemende laboratoria)
-
1st worldwide interlaboratory study on perfluorinated compounds in human and environmental matrices (RIVO-Netherlands Institute for Fisheries Research, 2005; 38 deelnemende laboratoria)
-
AMAP Ring test for Persistent Organic Pollutants in Human Serum (Institut national de santé publique Quebec, 2007; 21 deelnemende laboratoria waarvan er slechts 4 de PFCs analyses hebben uitgevoerd).
De resultaten van de serum- en plasmastalen worden weergegeven in onderstaande tabel. Tabel 5: Resultaten serum en plasma stalen gemeten aan de UA (ng/ml). STD = standaarddeviatie en de Zscores van de serumconcentraties gemeten aan de UA.
Gemiddelde
PFOS (ng/ml) PFOA (ng/ml) Toegekende Toegekende STD waarde z-score Gemiddelde STD waarde z-score
Plasma Perforce 23,0 7,2 22,2 2,1 1,1 2,0 UA 18,6 4,6 -0,47 2,0 1,2 0,00 Serum Fluoros A 4,9 0,7 4,8* 0,6 0,3 0,6* UA 4,4 0,0 -0,72 < LOD Fluoros B 22,9 4,5 23,6* 6,0 4,1 5,0* UA 26,5 4,7 0,80 8,4 1,4 0,80 AMAP1 10,2 10,0 UA1 9,1 2,2 -0,40 AMAP2 67,2 67,0 UA2 67,7 8,6 0,06 AMAP3 27,9 28,0 UA3 25,3 3,7 -0,42 *De toegekende waarde geeft de beste schatting van de echte waarde weer. Deze werd verkregen na statistische verwerking (met bv. Cofino model) van de ingediende data van de deelnemers.
De toegekende waarde geeft de beste schatting van de echte waarde weer. Deze werd verkregen na statistische verwerking (met bv. Cofino model) van de ingediende data van de deelnemers. Om een idee te krijgen over de betrouwbaarheid van deze resultaten werd de z-score berekend (zie 3.2.1.4.). De resultaten van deze ringtesten tonen duidelijk aan dat de analyse van PFOS en PFOA in plasma- en serumstalen aan de UA betrouwbare resultaten oplevert. De z-scores lagen voor alle ringtesten tussen -2 en 2 (criteria voor aanvaardbare resultaten).
48
3.2.2.2.8. Validatie van de meetmethode in de andere geselecteerde matrices Om de bestaande analysmethode voor de andere geselecteerde stalen te valideren werd een beperkte ringtest georganiseerd tussen twee laboratoria van Universiteit Antwerpen en Universiteit Amsterdam (UA en UvA) voor volgende matrices: drinkwater, visfilet (paling), koemelk, serum, bier, binnenhuisstof, aardappel, varkens-, runds en kippenvlees. Van elke matrix werd een deelstaal (na homogenisatie) en een extract vanuit UA naar UvA gestuurd. Aan de UvA werd het deelstaal geëxtraheerd en geanalyseerd. Ook het extract aangeleverd door de UA werd geanalyseerd. Een deel van het extract van UvA werd dan opnieuw naar de UA gezonden voor analyse. Samengevat werden er vier analyses per matrix uitgevoerd: -
Universiteit Antwerpen: analyse eigen extract (1) + analyse extract uitgevoerd door UvA op hetzelfde homogenaat (2)
-
Universiteit Amsterdam: analyse eigen extract (extractie van het homogenaat aangeleverd door UA) (3) + analyse op extract uitgevoerd door UA op hetzelfde homogenaat (4)
De resultaten van de 4 verschillende analyses worden weergegeven in tabel 6. Indien er < X staat, is X de kwantificatielimiet van die component. Deze werd berekend als 3* de standaarddeviatie van de gemiddelde blancowaarde, gecorrigeerd voor de gemiddelde hoeveelheid staal die telkens werd afgewogen (meer details in 3.4.1). Vooraleer de resultaten uit tabel 6 te bespreken, dienen enkele verschillen in de extractieprocedures toegelicht te worden, namelijk het gebruik van verschillende filters en het effect van een ‘dubbele’ extractie die wordt toegepast aan de UvA. Filtertest Het extract dient, alvorens het te injecteren in het toestel, gefiltreerd te worden. Het type filter dat hiervoor gebruikt wordt, verschilt tussen de UA en de UvA. Om een mogelijk verschil in contaminatie en/of verlies na te gaan werden aan de UA beide filters getest. Uit figuur 11 blijkt dat voor de meeste componenten er geen verschil is tussen de oppervlakten van de chromotogrammen. Voor PFNA en PFDA zouden de filters van de UvA voor contaminatie kunnen zorgen. Indien dus de resutlaten voor PFNA en PFDA van de UvA iets hoger zijn dan deze aan de UA zou dit door de filters kunnen verklaard worden.
49
filtertest 900000
oppervlakte
800000 700000 600000 500000
UvA
400000 300000
UA
200000 100000 0 PFOS
PFOA
PFNA
PFBS
PFBA
PFHxS
PFHxA
PFDA
Figuur 11: De gemiddelde oppervlakte ± STDEV voor verschillende PFCs na het filtreren met twee verschillende type filters.
Invloed 2e extractie Aan de UvA werd elk staal tweemaal geëxtraheerd. De eerste keer met 10 ml methanol en vervolgens een tweede keer met 5 ml. Deze extracten worden samengevoegd om vervolgens te laten indampen tot een volume van ongeveer 1ml. Aan de UA werd het staal enkel met 10 ml geëxtraheerd en deze 10 ml werd ook ingedampt tot 1ml. Voor 4 verschillende matrices (aardappel, ei, varkens- en rundvlees) werd de invloed van een tweede extractie met 5 ml aan de UA nagegaan. Hiervoor werden de matrices eerst geëxtraheerd met 10 ml en vervolgens met 5ml. Deze twee extracten werden individueel ingedampt tot 1 ml en vervolgens op de gebruikelijke manier verder verwerkt en gemeten. In het tweede extract kon in geen enkel matrix
en
voor
geen
enkele
component
een
hoeveelheid
van
de
gemeten
perfluorverbindingen, noch van de koolstof gelabelde standaarden worden gedectereerd. Hieruit kan besloten worden dat de tweede extractie geen invloed kan hebben op de resultaten van de ringtest.
50
Tabel 6: Resultaten van de ringtest uitgevoerd in de UA en de UvA. Indien <X: X=kwantificatielimiet (UvA: Universiteit van Amsterdam; UA: Universteit Antwerpen). ng/g ww Aardappel
Varken
Rund
Kip
Ei
Paling
Stof
extract UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UvA UA
meting UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA UA UA UvA UvA
PFOS <0,36 28,00 3,15 159 0,37 <0,02 <6,5 <6,5 5,36 0,38 0,67 4,00 3,65 <0,02 <6,5 2,60 0,22 <0,02 2,03 <6,5 18,33 2,81 60,05 33,60 / 43,23 42,5 42,81
PFOA 2,17 1,49 <0,11 12 0,50 <0,1 <0,11 0,49 11,38 4,41 <0,11 8,70 1,56 <0,1 <0,11 1,10 2,13 <0,1 0,14 1,70 0,43 <0,6 1,95 1,50 31,68 19,36 34,6 4,59
PFNA <0,27 <0,03 <0,09 <0,09 <0,27 <0,06 <0,09 <0,09 0,08 0,03 <0,09 <0,09 0,01 <0,06 <0,09 <0,09 0,03 <0,06 <0,09 <0,09 0,40 1,10 <0,09 1,19 0,90 0,59 0,94 0,15
PFBS 1,05 <0,06 <0,87 28,6 <0,27 <0,06 <0,87 0,06 6,01 <0,06 <0,87 3,51 1,76 0,26 <0,87 0,85 <0,27 <0,06 <5,88 5,88 0,31 1,05 0,79 0,91 0,29 0,40 3,35 <4,25
PFBA 0,12 0,49 <1,12 6,77 <0,49 0,03 <1,12 <1,12 <0,49 0,09 <1,12 <1,12 <0,49 0,09 <1,12 <1,12 0,30 0,27 <1,12 <1,12 0,14 0,14 <1,12 3,11 1,02 0,84 <1,1 <1,12
51
PFHxS 0,44 0,58 0,185 35,5 0,01 0,00 <0,62 <0,62 0,01 0,27 <0,62 <0,62 <0,39 <0,1 <0,62 <0,62 <0,39 <0,1 <0,88 <0,88 0,45 <1,9 0,18 0,99 1,44 2,24 1,67 1,71
PFHxA 1,39 1,06 <0,62 38,4 0,10 <0,06 <0,62 <0,62 4,07 1,06 <0,62 3,50 0,51 <0,06 <0,62 <0,62 0,17 <0,06 <0,88 <0,88 0,25 1,05 1,27 0,71 2,41 3,00 <0,11 1,80
PFDA <0,31 <0,06 <0,08 <0,08 <0,31 <0,06 <0,08 <0,08 <0,31 0,16 <0,08 <0,08 <0,31 <0,06 <0,08 <0,08 0,04 <0,06 <0,16 <0,16 0,16 1,07 1,96 <0,16 / 1,52 <0,15 1,65
Vervolg tabel 6. ng/ml Koemelk
extract UvA UA UA UvA Serum UvA UA UvA UA pg/ml extract leidingwater UvA UA UA UvA bier UvA UA UA UvA
meting PFOS UA 0,00 UA 0,17 UvA 0,11 UvA <0,02 UA 59,85 UA 74,71 UvA 23,25 UvA 21,05 meting PFOS UA 1,95 UA 2,64 UvA 1,60 UvA <0,2 UA <1,3 UA UvA UvA
2,75 <20 <20
PFOA 0,03 0,06 <0,11 0,05 10,92 2,45 6,90 1,42 PFOA 5,75 1,16 4,00 0,40 <0,80
PFNA 0,00 <0,09 <0,09 <0,09 2,42 1,24 1,02 0,45 PFNA 0,85 0,23 <1 0,02 <0,15
PFBS <0,27 <0,02 <0,12 <0,12 <0,27 <0,03 <1,75 <1,75 PFBS 2,80 <0,15 <0,1 <0,1 7,30
PFBA 0,09 <0,2 <1,12 <1,12 0,30 <0,3 <2,5 <2,5 PFBA 1,47 <0,6 <1 <1 <0,6
<0,80 70,00 <12
0,44 <1 <1
<0,15 2600 <10
<0,6 <10 <10
PFHxS PFHxA PFDA 0,15 0,00 0,05 <0,6 <0,2 <0,3 <0,12 <0,12 2,61 <0,12 <0,12 <0,16 4,52 0,19 1,20 1,67 0,06 1,12 3,19 <0,42 <0,31 <0,33 <0,42 0,55 PFHxS PFHxA PFDA <0,39 2,57 0,42 <0,70 <0,20 <1,8 4,10 76,00 0,28 0,90 <12 <0,1 <0,70 5,60 <1,8 <0,70 <1 <1
4,05 <120 <120
<1,8 <1 <1
De grootste variatie werd teruggevonden bij het aardappelstaal (tabel 6). Voor bijvoorbeeld PFOS varieerden de concentraties tussen <0.36 en 159 ng/g, voor PFOA tussen <0,11 en 12 ng/g. Voor alle componenten werd de hoogste concentraties teruggevonden in de extracten gemaakt en gemeten door de UvA. Deze tendens werd voor geen andere matrix waargenomen. Bij de vleesstalen werden de hoogste concentraties teruggevonden in het extract van de UvA, gemeten door de UA maar de variatie was veel minder groot. Bij kip en rundsvlees is het opvallend dat de hogere waarden (>1 ng/g) voor PFOS, PFOA en PFBS werden gemeten in het extract van de UvA. Dit zowel in de metingen van de UA als van de UvA. Voor de andere matrices is dit niet van toepassing, waardoor er niet gesteld kan worden dat de resultaten van het extract aangemaakt door de UvA systematisch hoger lagen. Voor het eistaal lagen de gehalten voor alle componenten relatief laag uitgezonderd voor PFOS (extract UA, meting UvA: 2 ng/g) en voor PFOA werden de hoogste gehalten gemeten in het extract van de UvA (2,13 ng/g gemeten door UA en 1,7 ng/g gemeten door UvA). De gehalten van de andere componenten lagen net boven of onder de LOQ
52
Ook voor de koemelk waren de meeste gehalten laag (
1 ng/g) dan de waarden die worden gemeten aan de UA (
350 keer lager was (7,3 ng/ml). Voor de overige analyses is het moeilijk om een vergelijking te maken omdat er een groot verschil tussen de LOQs van een component tussen de verschillende labo’s. Er werd besloten om in Fase 3 toch alle reeds verzamelde matrices te meten. Er kan immers een groot verschil zijn in concentratie tussen verschillende stalen aangezien deze een andere oorsprong hebben. In Fase 3 zullen al de componenten uit tabel 6 gemeten worden. Algemene opmerkingen bij de analyse van perfluoralkaanverbindingen en de resultaten van de miniringtest De kwaliteit van de analyse van perfluoralkaanverbindingen is vanaf het begin van de notie dat deze verbindingen in het milieu blijken voor te komen, nu ca 15 jaar geleden, een punt van aandacht geweest. Problemen in de identificering en kwantificering zijn uitvoerig gedocumenteerd (zie bv. Martin et al, 2004; van Leeuwen et al., 2009) en hebben te maken met de beschikbaarheid en zuiverheid van analytische standaarden, contaminatie vanuit fluorpolymeerbevattende laboratoriummaterialen en leidingen in apparatuur, en het feit dat bij diverse toepassingen van PFCs niet zozeer zuivere stoffen, maar mengsels van isomeren zijn gebruikt als gevolg van het gebruikte productieproces voor de synthese van de PFC. In interlaboratorium trials waarin de prestaties van laboratoria werden vergeleken is duidelijk terug te zien dat de analyse van PFCs nog verdere verbetering behoeft. In de eerste internationale interlaboratoriumstudie voor PFCs bedroeg de variatiecoëfficiënt in de resultaten tussen laboratoria 95% voor PFOS in water en 125% voor PFOS in vis (van Leeuwen et al., 2006). In zeewater is de tussen-laboratoriumspreiding gerapporteerd door Yamashita et al. (2007). Deze bedroeg 23–32% voor PFOS en 27–30% voor PFOA. Van Leeuwen et al. (2009) concludeerden dat voor een accurate en precieze analyse van PFCs in water en vis aan de volgende voorwaarden voldaan moet worden: (i) het gebruik van betrouwbare en zuivere standaarden van de analieten; (ii) het gebruik van isotopenverdunning met zoveel mogelijk individuele
13
C-standaarden; (iii) goede zuivering van extracten
waardoor matrixeffecten worden gereduceerd; (iv) onderdrukking en controle van blancocontaminatie. Bij de analyses in het thans voorliggende rapport is zoveel mogelijk met deze voorwaarden rekening gehouden. Bij de start van het project waren nog niet voor alle analieten de overeenkomstige 13C-standaarden beschikbaar. Dit betekent dat voor sommige analieten de in 54
het chromatogram meest nabij liggende
13
C standaard is gehanteerd. Dit kan een mogelijke
extra bron van variatie in meetuitkomsten zijn. Bij de analyses uitgevoerd door de UvA betreft het de kwantificering van PFBS en PFHxS waarvoor de
13
C-PFOS standaard is
gebruikt. Voor de analyses van de hier gerapporteerde PFCAs waren alle individuele
13
C-
standaarden beschikbaar bij de UvA. Bij de analyses uitgevoerd door de UA betreft het de kwantificering van PFBS waarvoor de 13C-PFHxS standaard is gebruikt. Het voorkomen van isomeren in toepassingen van PFCs is een andere mogelijke bron van variatie bij vergelijking van laboratoriumresultaten. Bij de synthese van PFCs door middel van het proces van electrochemische fluoridering (Hekster et al., 2003; Prevedouros et al., 2006; de Voogt en Sáez, 2006) ontstaan naast de gewenste lineaire gefluorideerde koolstofketens ook vertakte moleculen. In het milieu komen daarom vertakte en lineaire PFCs naast elkaar voor. Meestal worden deze gekwantificeerd door alle isomeren, die vaak dicht bij elkaar elueren in een chromatografische analyse, gezamenlijk als één piek te integreren en te vergelijken met de lineaire standaard. In de huidige studie is in onderling overleg tussen UvA en UA besloten een gezamenlijk protocol aan te houden waarbij voor die PFCs waarvoor de aanwezigheid van isomeren is geconstateerd, alleen de lineaire component is geïntegreerd en gerapporteerd. Wanneer echter de chromatografische scheiding niet in staat is een vertakte component volledig te scheiden van de lineaire kan op deze manier een overschatting van het gehalte van de lineaire component, en daarmee een spreiding in de meetuitkomsten ontstaan. Voor de zuivering van de extracten zijn - waar relevant - specifieke methoden tijdens het project ontwikkeld en getest. Dit geldt met name voor de matrices groenten, fruit en eieren. Voor deze matrices zijn geen internationale vergelijken beschikbaar uit bijvoorbeeld interlaboratoriumonderzoeken. Voor de overige matrices zijn opwerkingsmethoden gehanteerd die in de literatuur zijn beschreven en gevalideerd. Sinds de eerdergenoemde eerste interlaboratoriumstudie zijn veel meer zuivere standaarden van PFCs commercieel beschikbaar gekomen en zijn er meer zuiveringsmethoden voor diverse matrices ontwikkeld of verbeterd. Dit heeft geleid tot een betere beheersing van de analytische procedures. In de meest recente internationale interlaboratoriumstudie (van Leeuwen et al., 2009) werden de volgende resultaten gerapporteerd voor spreiding tussen laboratoria: in water: PFBA 16 CV%, PFHxA 50%, PFOA 30%, PFNA 37%, PFDA 38%, PFBS 66%, PFHxS 38%, PFOS 29%. Voor vis bedroeg de spreiding respectievelijk: PFOA 23%, PFNA 26%, PFDA 22%, PFOS 29% (overige analieten niet gerapporteerd). Uit de studie van van Leeuwen (2009) blijkt dat door met name gebruikmaking van 13C-standaarden 55
een aanzienlijke verbetering in prestaties is bereikt, en dat een spreidingsniveau tussen laboratoria van 20-40% thans de state-of-art voor PFC analyses in water en vis is. In dit licht dienen de huidige analyseresultaten van het BFRISK-project bezien te worden. Aangezien in het onderhavige project een aantal matrices is onderzocht (groenten, fruit, vlees eieren, melk, stof, dranken) waarvoor nog geen interlaboratoriumstudies bestaan is het redelijk te veronderstellen dat de spreiding in de resultaten hierbij van hetzelfde niveau of zelfs nog iets hoger, dus rond de 30-50% zal liggen, temeer daar de concentraties in diverse van deze matrices (vooral groenten en fruit) zeer laag zijn. De gerapporteerde spreiding in meetuitkomsten voor PFCs binnen één laboratorium is door van Leeuwen et al. (2009) gerapporteerd voor water en vis en bedroeg respectievelijk 12 en 7 CV%. Gezien het beperkte karakter van de ringtest is het moeilijk om uitspraak te doen over de betrouwbaarheid van de resultaten. Zoals hierboven vermeld moet het mogelijk zijn om de variatie te verkleinen. Hiervoor moet echter deelgenomen worden aan brede internationale ringtesten voor nieuwe matrices. De grote variabiliteit van de metingen in bepaalde voedselitems kan een belangrijke invloed hebben op de risico-analyse. Voor de blootstellingsparamaters voor de voeding wordt er met gemiddelde waarden gewerkt. Indien er bij een bepaald voedselitem enkele hoge concentraties terug te vinden zijn (bv. aardappel) wordt er met een relatief hoog gemiddelde gewerkt, ookal ligt de concentratie van een aantal geanalyseerde stalen onder de LOQ. Hierdoor kan de inname via voeding dus hoger worden ingeschat dan dat ze daadwerkelijk is.
3.2.2.3. Doelstelling 2: Verdere optimalisatie van de analyse
3.2.2.3.1.Verbetering van LOQ en LOD In de application note van Waters (leverancier UPLC) werd de detectielimiet voor PFBuS, PFHxA, PFHpA, PFHxS, PFOA, PFNA, PFOS, PFDA en PFUnDA bepaald in solventen, bloed (0,5 ml) en plasma (0,5 ml). Deze limieten worden weergegeven in tabel 7. De detectielimiet van het toestel wordt gedefinieerd als de concentratie die vereist is om een signaal-ruis verhouding te krijgen van 3 tot 1.
56
Tabel 7: Detectielimieten (pg/µl) die werden bepaald door het experiment uitgevoerd door Waters pg/µl PFBuS PFHxS PFOS PFHxA PFHpA PFOA PFNA PFDA PFUnDA
Detectielimiet Solvent 0,0003 0,0006 0,0035 0,0045 0,0016 0,0031 0,0021 0,0110 0,0022
bloed 0,001-0,002 0,002 0,035 0,028-0,034 0,008 0,038-0,044 0,013 0,026-0,032 0,018-0,024
plasma 0,002 0,003-0,005 0,018-0,025 0,016-0,023 0,009-0,011 0,017-0,023 0,018-0,035 0,0067-0,083 0,032-0,042
Uit verschillende testen was gebleken dat de detectielimiet van de UA met een factor 100 (soms 1000) hoger ligt. Om dit probleem op te lossen werd er contact opgenomen met Waters. De testen die nodig waren om de oorzaak van het verschil te vinden, werden uitgevoerd. Na het beoordelen van de resultaten werden nog enkele opmerkingen gegeven door Waters om de detectielimiet van UA te verlagen. Het gaat hier over aanpassingen van de cone voltage, de flow en andere parameters. Na deze aanpassingen was het niet meer mogelijk om de detectielimieten van de UA nog te verlagen. Uit contacten met de firma Waters blijkt dat de door hun gerapporteerde berekeningen detectielimieten onmogelijk te halen zijn. De waarden uit tabel 7 zijn dus niet haalbaar in een realistisch scenario voor stalen met een complexe matrix. 3.2.2.3.2. Automatiseren van de meetmethode Binnen de UA werd de mogelijkheid tot het automatiseren van de meetmethode bekeken. Verschillende instellingen (temperatuur van de kolom, druk, voltages) van het toestel worden momenteel uitgetest om de metingen te optimaliseren. Bij de UPLC werd een softwarepakket (Quanlynx) geleverd waarmee de concentraties van de gemeten stalen automatisch berekend kunnen worden. Deze software laat toe om de concentraties in de vials automatisch te berekenen, mits het invoeren van een methode. Hiervoor moeten de retentietijden van de te meten verbindingen worden ingegeven alsook de standaarden, blanco’s en ijklijnpunten. Vervolgens worden de chromatografische pieken aangeduid en automatisch geïntregreerd zodat aan de hand van de ijklijn de concentratie in het flesje kan worden berekend. De chromatografische pieken dienen nog wel manueel te worden gecontroleerd omdat de retentietijd lichtjes kan verschillen tussen de stalen. Deze controle vergt het meeste tijd in het berekenen van de concentraties.
57
3.2.2.4. HPLC-MS/MS (High performance liquid chromatography tandem mass spectrometry)
In het verleden werden de PFCs-metingen aan de UA uitgevoerd met een HPLC. Alle metingen die in het kader van het huidige project aan de UA werden uitgevoerd gebeurden uitsluitend met een UPLC. 3.2.2.4.1. Voorbereiding van de auto-injector flesjes voor de HPLC Voor de filtratie wordt gebruik gemaakt van 0,01 ml/1,0 ml spuiten (Braun, Meslungen, Duitsland) waarop een filter (doorsnede 0,2 µm) werd aangebracht. In de spuit werd er 100 µl supernatans, 20 µl recovery standaard (RSTD: 3,5-bis(trifluoromethyl) fenylazijnzuur; 0,303 mg/ml) en 100 µl ammoniumacetaat (4 mM) gepipeteerd. Per 16 stalen werd er één flesje met externe standaard gevuld. Deze omvatte 100 µl externe standaard (13C-PFOS; 2,5 ng/l), 100 µl ammoniumacetaat, 20 µl ISTD (13C-PFOA ; 2,5 ng/µl) en 20 µl RSTD. 3.2.2.4.2. HPLC De PFCs- concentraties in de weefsels werden gemeten met een gecombineerde vloeibare chromatografie-massa spectrometrie (Giesy & Kannan, 2001) waarbij gebruik werd gemaakt van een CapLC systeem (Waters, USA) dat verbonden was met een Quattro II triple quadrupole massa spectrometer (Micromass, UK). Vijf µl werd geïnjecteerd en geladen in een Optiguard C18 pre-kolom (10 mm x 1 mm i.d., Alltecfh, USA). De analyse werd uitgevoerd op een fluofase kolom (50 mm x 1 mm i.d., Thermo, USA) met een stroomsnelheid van 40 µl/min. De mobiele fase was 4 mM azijnzuur en methanol. Een elutiegradient werd gebruikt beginnend bij 65% azijnzuur en gaande naar 10% CH3OH in 5 min. Na 5,1 minuten werden de aanvankelijke voorwaarden hervat. PFCs werden gemeten onder negatieve electrospray ionisatie. Om de 10 ms werd er gemeten. Het ES-Capillaire voltage werd ingesteld op 4,5 kV, het voltage van de kegel op 22 V. De brontemperatuur bedroeg 80°C en de druk in de botsingscel was 3,3 10-5 mmHg (Ar). 3.2.2.5. UPLC-MSMS (Ultra performance liquid chromatography tandem mass spectrometry)
3.2.2.5.1. Voorbereiding van de auto-injector flesjes voor de UPLC De filtratie gebeurt op identieke wijze als bij de HPLC, alleen werd er geen extra recovery standaard meer toegevoegd aan de auto-injector flesjes. De recovery rate of de terugwinningsgraad kan berekend worden aan de hand van de C-gelabelde standaarden. De flesjes, die in het verleden werden gebruikt aan de UA, waren afgesloten met een dekseltje
58
waarin zich een septum bevindt dat vervaardigd is uit silicone of rubber. De silicone of de rubber is bij de meeste types dekseltjes gecoat met PTFE (poly(tetrafluoroethylene) of Teflon). Dit zou een mogelijke bron kunnen zijn van contaminatie en dient dus vermeden te worden bij het meten van PFCs. Hierdoor werden er verschillende andere types van autoinjector flesjes getest. Bij de enkele types dekseltjes waarbij deze coating niet aanwezig zijn bestaat een risico op verdamping van vluchtige componenten doordat deze minder goed afsluiten. Ook het risico op verdamping bij de flesjes zonder teflon-coating werd getest en toonde aan dat er effectief verdamping optrad. Inmiddels is er een bepaald type auto-injector flesjes ontwikkeld door de firma Waters die volledig vervaardigd zijn uit polyethyleen. De dekseltjes bezitten geen septum maar zijn voorgesneden. Deze aanpassingen (septum of voorgesneden) aan de flesjes zijn noodzakelijk om de injectornaald van de UPLC niet te beschadigden. Ze worden afgesloten met schoefdekseltjes zonder PFTE-coating. Deze polypropyleen flesjes werden gebruikt voor alle metingen die in het kader van dit project werden uitgevoerd. 3.2.2.5.2. UPLC PFCs metingen gebeuren met een UPLC (ACQUITY, Waters, USA) die verbonden is met een tandem quadrupole massa spectrometer (ACQUITY, TQD, Waters, USA). De analyses worden uitgevoerd met een ACQUITY BEH C18 kolom (2,1 X 50 mm, partikelgrootte 1,7µm, Waters, USA) met een stroomsnelheid van 0,45 ml/min en een injectievolume van 10 µl. De mobiele fase bestaat uit acetonitrile met 0,1% mierenzuur en ‘reversed osmose water’ eveneens met 0,1% mierenzuur. Een elutiegradiënt wordt gebruikt beginnend bij 65% water en gaande naar 10% in 3 min. Na 4,7 minuten worden de aanvankelijke voorwaarden hervat. De kolomtemperatuur bedraagt 60°C en er wordt om de 40 ms gemeten. Het ES-Capillaire voltage wordt ingesteld op 0,4 kV en de brontemperatuur bedraagt 120 °C. Tabel 8: Transities, voltage van de kegel, botsingsenergie en de retentietijd per te meten perfluorcomponent.
PFC PFBS PFHxS C13PFHxS PFOS C13PFOS PFBA C13PFBA PFDA
Moederion (m/z) 299 399 403 499 503 213 217 513
Dochterion (m/z) 80 80 103 80 80 169 171 469
Kegelvoltage (V) 45 45 50 60 40 15 19 17
59
Botsingsenergie 29 35 31 40 35 10 31 12
Retentietijd (s) 1,03 2,04 2,02 2,59 2,61 1,01 0,53 2,66
C13 PFDA PFHxA 13 C PFHxA PFOA C13PFOA PFNA C13PFNA
515 313 315 413 417 463 468
470 269 270 369 372 419 423
25 15 28 28 22 28 22
25 10 21 11 13 17 15
2,64 1,09 1,08 2,06 2,08 2,37 2,38
3.2.2.6. Doelstelling 3: evaluatie gebruikte parameters
3.2.2.6.1. Evaluatie en zo mogelijk optimalisatie van de MS-parameters Na overleg met ‘Waters’ is gebleken dat de huidige detectielimieten van het toestel aan de UA niet verder verbeterd kunnen worden. De ondergrens van deze componenten is bereikt. Aangezien de detectielimieten van de overige componenten gelijk zijn, of soms nog lager, kan er van worden uitgegaan dat ook hier de ondergrens is bereikt. 3.2.2.6.2. Evaluatie van de verschillende mogelijke inwendige standaarden en selectie van de best bruikbare inwendige standaard Na overleg met de UvA werd er binnen de onderzoeksgroep EB&T besloten om met standaarden te werken van Wellington (Wellington Laboratories Inc, Canada). Dit omdat de standaarden zeer zuiver zijn (> 99% lineare en >
13
Cx vorm) en omdat deze leverancier een
relatief groot aanbod heeft van koolstof gelabelde standaarden.
60
3.3. Fase 2. Inventarisatie van alle beschikbare blootstellingsinformatie betreffende de concentraties en verspreidingspatronen van BFRs en PFCs in Vlaanderen 3.3.1. Partim 1: polygebromeerde vlamvertragers (BFRs) 3.3.1.1. Het aquatische en terrestrische milieu
Het aquatisch milieu is relevant met betrekking tot humane bloostelling als maat voor consumptie van vis. Contaminatie van het aquatische milieu in Vlaanderen met gebromeerde vlamvertragers (PBDEs en HBCD) wordt onderstaand besproken op basis van 3 artikels. De besproken waarden worden onderaan hernomen in tabel 9 waar een duidelijk overzicht en een volledige bespreking terug te vinden is. De eerste studie (Covaci et al., 2005b) handelt over de bemonstering van 13 staalnamelocaties waaronder 7 kanalen, 5 meren en 1 vijver verspreid in Vlaanderen, België (figuur 12). Concentraties van PBDEs 28, 47, 49, 66, 85, 99, 100, 153, 154 en 183 (tabel 9) werden bepaald in driehoeksmosselen en verscheidene zoetwater vissoorten (paling, karper en giebel). Met betrekking tot de driehoeksmosselen werden volgende conclusies vastgelegd: elke BDE-congeneer was detecteerbaar, met een gemiddeld bereik tussen 0,15 en 1,8 ng/g versgewicht.Behalve in karperstalen afkomstig van Blokkersdijk, Antwerpen werden detecteerbare PBDE-concentraties gemeten in alle visstalen, met een maximum concentratie van 14 ng/g versgewicht in palingstalen afkomstig van de watersportbaan (Gent).
Figuur 12: staalname locaties in Vlaanderen - mosselen: Weerde (Zemst), Nekker (Mechelen), Walenhoek (Niel), E10 (Schoten), Nete kanaal (Nijlen), Z-W kanaal (Rekem/Lanaken), H-Boch 1 (Kaulille), H-Boch 2 (Dessel), Beverlo (Lommel), D-Schoten (Turnhout), Mol-Dessel (Mol), Zennegat (Walem), AWW (Duffel) - paling: kanaal Ieper-Ijzer (Boezinge),Oude Maas (Dilsen-Stokkem), Zuun (Sint-Pieters-Leeuw), Watersportbaan (Ghent) - karper: kanaal Ieper-Ijzer (Boezinge), Blokkersdijk (Antwerp), Durme (Hamme) - giebel: Zuun (Sint-Pieters-Leeuw), kanaal Willebroek (Willebroek), Scheppelijke Nete (Balen)
De tweede studie (Voorspoels et al., 2003) rapporteert PBDE-concentraties in invertebraten (zoals garnalen, krab en zeesterren) en vissoorten (zoals grondel, schar, pladijs, tong, steenbolk en wijting). Naast het verrijken van de beschikbare informatie over PBDE61
contaminatie wordt in deze studie ook een vergelijk gemaakt tussen een weinig gepollueerde omgeving (Belgische Noordzee) en een omgeving waar talrijke contaminatiebronnen aanwezig zijn (Scheldemonding) (zie figuur 13). Er werd een selectie van 8 BDE-congeneren (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183 en 209) gemaakt. Concentraties in stalen afkomstig van de Scheldemonding lagen tot 30x hoger dan deze van de Noordzee, met een oplopende gradiënt naar Antwerpen toe. Concentraties in het Belgische Noordzeegebied hadden een bereik tussen 0.02 tot 1.5 ng/g versgewicht in invertebraten en grondel, 0,06 tot 0,94 ng/g versgewicht in visspier en van 0,84 tot 128 ng/g versgewicht in vislever. Concentraties in de Scheldemonding reikten tussen 0,2 tot 29,9 ng/g versgewicht voor invertebraten en grondel, 0,08 tot 6,9 ng/g versgewicht in visspier en 15,0 tot 984 ng/g versgewicht in vislever. BDE 209 kon enkel gedetecteerd worden in 8 leverstalen uit de Scheldemonding met een bereik tussen 3,4 en 37,2 ng/g versgewicht.
Figuur 13: staalnamelocaties zowel thv Scheldemonding als in de Belgische Noordzee
De derde studie (Janak et al., 2005) betreft totale HBCD-concentraties in invertebraten (zoals garnalen, krab en zeesterren) en vissoorten (zoals grondel, schar, pladijs, tong, steenbolk en wijting). Daarenboven wordt aandacht besteed aan de distributie van α-HBCD en γ-HBCD in lever- en spierweefsel van vis waarbij α-HBCD steeds het meeste bijdroeg tot de totale HBCD-concentratie. Ook hier wordt een vergelijk gemaakt tussen een weinig gepollueerde omgeving (locatie 3, 4 en 5) en een omgeving waar productie van HBCD plaatsvindt (Terneuzen, locatie 1 en 2). De staalnamelocaties zijn bijna identiek aan die van de tweede studie (zie figuur 14). In het algemeen lagen concentraties van HBCD 5 tot 10 keer lager dan die van PBDEs. De resultaten kunnen teruggevonden worden in de samenvattende tabel.
62
Figuur 14: staalnamelocaties zowel thv Scheldemonding als in de Belgische Noordzee Tabel 9: Samenvatting van PBDE concentratie-bereik in aquatische milieu in Vlaanderen. Studie 1: som PBDEs (28, 47, 49, 66, 85, 99, 100, 153, 154,183); Studie 2: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154); Studie 3: HBCD concentraties
Mosselen Paling Karper Gibel karper
Studie 2 Studie 3 Studie 2 (Scheldemonding) (Belgische noordzee) Vetgehalte Som PBDEs (ng/g versgewicht) Som HBCD % (ng/g lipiden) 0,9 0,15 – 1,8 / 2,0 - 14 1,4 <0,1 – 6,0 0,9 0,6 – 3,8
Garnaal Krab Zeester Grondel Schar lever Schar spier Pladijs lever Pladijs spier Steenbolk lever Steenbolk spier Tong lever Tong spier Wijting lever Wijting spier
0,7 28 21 17 7 13 34 0,8 54 0,5 13 1,0 30 0,4
Species
Studie 1
0,02 – 0,08 0,36 – 1,4 0,14 – 1,5 0,16 – 1,8 2,8 - 12 0,15 – 0,40 3,1 – 37,9 0,09 – 0,94 27,8 – 97,2 0,22 – 0,76 0,84 – 8,2 0,08 – 0,73 19,7 – 99,9 0,14 – 0,92
0,2 – 8,3 1,2 – 29,9 2,5 – 15,5 3,9 – 9,7 18,6 0,66 74,4 - 304 6,1 174 - 984 0,78 – 5,6 15 – 93,3 0,08 – 6,9 75,2 - 393 1,0 – 3,0
38 - 46
27 - 32 38 78 - 155 53 - 136 100 - 680 121 - 1113 16 - 275 45 - 113
Bij de bespreking van bovenstaande resultaten wordt opgemerkt dat het vergelijken van studies vaak problemen oplevert door het uitdrukken van de resultaten in functie van de ‘som PBDEs, niet alle congeneren worden echter tot deze som gerekend, wat op zijn beurt kan leiden tot misinterpretatie van de resultaten. Algemeen kan echter wel besloten worden dat PBDE-concentraties in kanalen, meren en vijvers in Vlaanderen hoger liggen dan concentraties gedetecteerd t.h.v de Belgische Noordzee. Op zijn beurt liggen de gemeten
63
waarden t.h.v de Scheldemonding gemiddeld een factor 30 hoger (0,1 – 20 ng/g versgewicht). Hier laten we de bespreking van PBDE-concentraties in vislever buiten beschouwing omdat deze door de accumulatie van lipofiele componenten en de metaboliserende capaciteit van dit orgaan vaak een factor 10 of meer hoger liggen dan in de visspier. Daarenboven zijn deze concentraties niet van belang voor het in kaart brengen van de humane blootstelling. Belangrijk is de duidelijke dominantie van HBCD-isomeren in de visspier t.o.v PBDEs, waar HBCD-concentraties deze gemiddeld 5 maal overschrijden (10 – 1000 ng/g versgewicht). Meer informatie over toxiciteit van deze producten, gelinkt aan de humane blootstelling komt in fase 5 aan bod. Interessant is het vergelijken van deze Vlaamse waarden met andere Europese en nietEuropese studies. Zo werden PBDE-concentraties in de aquatische voedselketen in Franse rivieren onderzocht door Bragigand et al. (2006). Palingstalen werden verzameld uit de Loire en de Seine. Deze species worden gezien als uitstekende biomonitorsoort door enerzijds hun sedentaire levensstijl, waardoor ze een goed beeld vormen van de plaatselijke contaminatie, en door hun hoog vetgehalte, wat een goede accumulatie van deze lipofiele stoffen verzekert. BDE 47 was de meest dominante congeneer en werd gedetecteerd tussen 0,13 – 0,57 (Loire) en 2,7 – 7,8 ng/g (Seine) vers gewicht. Deze waarden liggen lager dan wat gedetecteerd werd in de Vlaamse palingstalen, zowel in de kanalen als t.h.v de Scheldemonding. Hetzelfde fenomeen kan gezien worden in vergelijking met een Japanse studie uitgevoerd door Akutsu et al. (2001) waarbij verscheidene vissoorten afkomstig van de binnenzee Seto, Japan geanalyseerd werden. De zeven belangrijkste PBDE-congeneren (28, 47, 66, 99, 100 en 153) werden gemeten en BDE 47 was de meest abundante congeneer met concentraties tussen 0,07 – 0,12 ng/g versgewicht. Gelijkaardige of hogere PBDEs-concentraties werden gerapporteerd in een gelijkaardige studie uitgevoerd door Hajslova et al. (2007). In totaal werden 80 vissoorten verzameld, afkomstig van 11 staalnamelocaties langs 2 belangrijke Tsjechische rivieren: Elbe en Vltava. De staalnamegebieden omvatten zowel landelijke als sterk geïndustrialiseerde regio’s. HBCD en de PBDE-congeneren 28, 47, 49, 66, 85, 99, 100, 153, 154 en 183 werden geanalyseerd mbv GC-MS. PBDEs konden in elke staal gemeten worden met BDE 47 als meest dominante congeneer reikend tussen 0,4 en 27,5 ng/g versgewicht. Totale HBCD-concentraties lagen tussen < LOQ to 158 ng/g versgewicht. Het artikel gaat niet dieper in op de berekening van de LOQ of de waarde ervan. Deze waarden liggen hoger dan wat gedetecteerd werd in andere Europses studies. Amerikaanse studies rapporteren in het algemeen hogere PBDE-waarden dan Europese studies. Een recente studie uitgevoerd door 64
Ashley et al. (2007) heeft betrekking tot Amerikaanse paling species (Anguilla rostrata) afkomstig van de rivier Delaware (USA). In totaal werden 17 paling homogenaten geanalyseerd voor een cocktail van 27 PBDE-congeneren. Totale PBDE-concentraties lagen tussen 1,2 en 157 ng/g versgewicht, met twee outliers van 373 en 408 ng/g versgewicht. De gedetecteerde waarden liggen aan de hoge kant van de contaminatieschaal, wijzend op een hoge graad van contaminatie van de Amerikaanse waterlopen. Dit strookt met de algemene trend van hoge PBDE-waarden in de Verenigde Staten in vergelijking met Europese waarden. Het is welbekend dat het aquatische milieu vaak als eerste gecontamineerd wordt met schadelijke producten via lozing ed. Vaak wordt er echter na verloop van tijd ook accumulatie in andere matrices gezien zoals in het terrestrische milieu. Zo analyseerde Voorspoels et al., 2007 een totaal van 44 roofvogels verzameld uit het oosten van Vlaanderen, waaronder 29 buizerds, 7 sperwers, 4 langooruilen, 2 barnuilen en 2 tawnyuilen. Zowel bloed, lever-, hersen-, spier- en vetweefsel werden onderzocht. Concentraties van de PBDE- congeneren 28, 47, 99, 100, 153, 154, 183 en 209) (tabel 10) werden bepaald. De gemiddelde concentraties in de sperwer: 360 – 1900 ng/g lipiden en de gemiddelde concentratie in de buizerd: 26 – 130 ng/g lipiden. Elke congeneer behalve BDE 28 en 209 werden in spier-, lever-, vetweefsel en bloed gedetecteerd. Hersenen vertoonden lagere concentraties van enkel de meest abundante congeneren. De som PBDEs vertoont een breed bereik met minimale waarden van 26 ng/g lipiden (buizerd hersenen) en een maximum van 1900 ng/g lipiden (sperwerlever). De studie van Jaspers et al. 2006 rapporteert concentraties in 7 verschillende vogelsoorten in Vlaanderen (reiger, fuut, barnuil, langooruil, buizerd, sperwer en torenvalk). Zowel lever- als spierweefsel werden onderzocht. PBDE-concentraties (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183) werden samengevat in tabel 10). PBDEs zijn aanwezig in merendeel van de stalen maar in lagere concentratie dan PCBs. Maximum PBDE-concentratie van 64 mg/g lipiden werd teruggevonden in sperwerlever. Reiger en fuut werden gekenmerkt door BDE 47 als meest dominante congeneer. Terrestrische species daarentegen werden gekenmerkt door BDE 47, 99 en 153 als dominante congeneren. Ten laatste wordt ook een derde studie (Van den Steen et al., 2006) besproken waar PBDE-concentratie in 77 eieren van de koolmees, verzameld regio Antwerpen, werden gedetecteerd. Som PBDEs omvat volgende congeneren 47, 85, 99, 100, 153, 154, 183. PBDEs waren aanwezig in lagere concentratie dan PCBs, met som PBDEs in een bereik tussen 52 tot 606 ng/g lipiden. Het PBDE-profiel kan als volgt samengevat worden: concentraties van BDE 28, 49 en 66 worden niet gerapporteerd want >50 % onder
65
LOQ. BDE 47, 99 en 153 worden in elke staal gedetecteerd en zijn de dominante congeneren. BDE 100 en 183 waren ook in elke staal aanwezig. Tabel 10: Samenvatting PBDE –concentratie-bereik en maximale waarden (tussen haakjes) in terrestrische milieu. Studie 1: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183); Studie 2: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183, 209); Studie 3: som PBDEs (47, 85, 99, 100, 153, 154, 183); nd = niet detecteerbaar; vetpercentage (tussen haakjes in %) Species Studie 1 Buizerd Uil Sperwer Studie 2 Reiger
Hersenen Vet Som PBDEs (ng/g lw) 0,15 – 1600 22 - 370 (7,4) (89) 0,76 – 174 (7,0) 140 – 5800 540 - 3300 (7,7) (91) Som PBDEs (ng/g lw)
Fuut Hoeve uil Langoor uil Buizerd Sperwer Torenvalk Studie 3 Koolmees
lever
spier
12 - 4800 (3,6) 17 - 480 (3,8) 280 - 26000 (3,6)
17 - 4400 (4,4) 31 - 740 (3,9) 79 - 18000 (2,7)
58 - 12000 (3,2) 15 - 1500 (4,0) 46 - 11000 (3,9) 54 - 6200 (3,5) nd - 11000 (4,0) 1500 - 64000 (2,3) 18 - 2100 (3,7)
130 - 6500 (2,7) 24 - 1200 (4,2) 102 - 7500 (3,6) 98 - 4200 (3,5) 9 - 8800 (3,9) 1700 - 32000 (1,4) 1 - 35 (4,4)
serum
eieren
3 - 780 (1,1) 8 - 380 (0,9) 800 - 900
Som PBDEs (ng/g lw) 52 – 606 (8,9)
Ook in het terrestrische milieu worden de hoogste waarden gedetecteerd in leverstalen. Dit werd echter niet gezien in volgende studie door Voorspoels et al., 2006. Spier-, lever-, en vetweefsel van 33 rode vossen afkomstig uit België werden onderzocht. Som PBDEs omvat volgende congeneren BDE 28, 47, 99, 100, 153, 154 en 183. Mediane PBDE-waarden in vet, lever en spierweefsel, respectievelijk, zijn 2,2, 2,4 en 3,4 ng/g lipiden. De concentraties zijn lager dan in de voornaamste prooien van deze vossen zoals muizen en andere kleine knaagdieren. Dit valt te verklaren door een hogere graad van metabolisatie en eliminatie van PBDEs in rode vossen. BDE 209 was de meest dominante congeneer en droeg ongeveer 70% bij tot de totale PBDE-inhoud. De uitgesproken metabolisatiecapaciteit van rode vossen werd onderzocht door dezelfde auteur in 2007 waar PBDEs 28, 47, 99, 100, 153, 154, 183 en 209 werden geviseerd in zangvogels (Parus major), bosmuizen (Apodemus sylvaticus) en woelmuizen (Clethrionomys glareolus). De verkregen concentraties werden vervolgens vergeleken met PBDE profielen in buizerd (Buteo buteo), sperwers (Accipiter nisus) en rode
66
vos (Vulpes vulpes). De biomagnificatiepotentiaal van PBDEs in drie terrestrische voedselketens nl zangvogel-sperwer, kleine knaagdieren-buizerd, kleine knaagdieren-rode vos werd bepaald voor de verschillende congeneren. BDE 209 was beneden detectielimiet in alle species. Alle andere congeneren, behalve BDE 28, ondergingen biomagnificatie in beide roofvogelspecies. Biomagnificatiefactoren (BMF) werden berrekend als de verhouding tussen de lipidegenormaliseerde concentratie in roofdier en prooi. BMF lagen tussen 2 en 34 voor de som PBDEs in roofvogels. Bij de rode vos kon dit niet gezien worden door de hoge metabolisatiecapaciteit. De twee volgende studies bespreken kort PBDE-profielen en -concentraties in de terrestrische keten van andere Europese en niet-Europese studies. Zo onderzocht Chen et al., 2007 roofvogels van Noord-China (Beijing gebied) op de aanwezigheid van PBDEs. Spier- en leverweefsel van 47 vogels van 8 verschillende species werden afzonderlijk geanalyseerd. De gewone torenvalk bevatte de hoogste PBDE-concentraties (gemiddelde spier- en leverwaarden van 12 300 en 12 200 ng/g lipiden, respectievelijk). Congeneerprofiel was afhankelijk van de species maar meestal waren BDE 153, 209, 183 en 207 de meest dominante vormen. Voornamelijk BDE 209 was sterk verhoogd in vergelijking met andere studies. BDE 209 werd gedetecteerd in 79% van de stalen. De gewone torenvalk bezat de hoogste BDE 209 waarden met gemiddelde/maximum van 2150/6220 in spier en 2870/12 200 ng/g lipiden in lever. De hoge BDE 209 waarden kunnen verklaard worden door productie, gebruik en recyclage van BDE 209-bevattende producten in China. Deze studie rapporteert PBDE-waarden lager dan gezien in de Vlaamse studies, al merken we op dat BDE 209 waarden beduidend hoger zijn dan wat tot hiertoe in Vlaamse studies gezien werd. Het merendeel van de studies rapporteert BDE 209 niet in de terrestrische voedselketen zodat slechts een beperkte vergelijking mogelijk is. Zo ook de bepaling van PBDEs in roofvogels van Zwitserland uitgevoerd door Naert et al., 2007 waar 66 hersenstalen en 50 vetstalen van buizerds (Buteo buteo), sperwers (Accipiter nisus), gieren (Phalacrocorax carbo sinensis) en merels (Turdus merula) afkomstig van verschillende locaties in Zwitserland werden onderzocht. De som PBDEs omvat concentraties van volgende congeneren BDE 28, BDE 47, BDE 99, BDE 100, BDE 153, BDE 154 en BDE 183. Mediane PBDE-concentraties lagen tussen < LOD in buizerds en merels tot 14 ng/g versgewicht in sperwers. Hogere PBDEwaarden in hersenweefsel dan in vetweefsel in drie sperwers, vier buizerds en alle merels wijst op een gebrekkige bloed-hersenbarriere bescherming.
67
3.3.1.2. Humane concentraties
Ten eerste zullen 5 Vlaamse studies besproken worden waar PBDE-concentraties in allerlei humane weefsels aan bod komen. Er werd een selectie gemaakt van recente studies (2002heden) zodat een beeld kan gevormd worden van de huidige toestand. De eerste studie van Covaci et al., 2002 monitorde PBDE-concentraties in 20 humane vetstalen afkomstig van 9 vrouwen en 11 mannen die werden geanalyseerd op de aanwezigheid van PBDE-congeneren. De som van PBDEs (28, 47, 99, 100 en 153) had een bereik tussen 2,2 en 11,7 ng/g lipiden en behoorde daarmee tot de groep van weinig gecontamineerde stalen tov andere Europese studies. Humane vetweefselstalen van Finland (1999) bevatten tot meer dan 2 x zoveel PBDEs dan onze Belgische stalen. Dezelfde trend werd geobserveerd in Zweedse stalen. In stalen van Finland, Zweden en USA werd BDE 47 gerapporteerd als meest dominante congeneer (60-70 % totale PBDEs). In Belgische stalen was dit niet altijd het geval, ook BDE 153 had hier een belangrijke bijdrage. Dit verschil is mogelijk enerzijds te verklaren door een verschillend dieet en hierdoor inname van voedingsmiddelen met een preferentiële accumulatie van hoger gebromeerde PBDE-congeneren en anderzijds door een ander patroon in het gebruik van PBDE-technische mengsels. De tweede studie van Naert et al., 2006 spitst zich ook toe op onderzoek van humaan vetweefsel. 53 humane vetweefselstalen, afkomstig van 31 mannen en 22 vrouwen wiens gemiddelde leeftijd 53 jaar bedroeg, werden geanalyseerd. PBDE-concentraties (som BDE 28, 47, 99, 100, 153, 154 en 183) lagen binnen een bereik van 1,23 tot 57,2 ng/g lipiden. Deze waarden zijn vergelijkbaar met deze gerapporteerd in andere Europese studies. Het PBDE-profiel kan als volgt samengevat worden: BDE 47, 153 en 183 de dominante congeneren in elke vetweefselstaal met een gemiddelde bijdrage van 83% van de totale PBDE-concentratie. BDE 153 werd in elke staal gedetecteerd. De bijdrage van BDE 47 en BDE 183 was hoger dan die van BDE 153 in 9 en 5 stalen, respectievelijk. BDE 28 en 154 konden slechts in enkele stalen gedetecteerd worden. Een vergelijking tussen contaminatieprofielen van vetweefsel en leverstalen vinden we terug in een studie van Covaci et al., 2008 waar 25 gepaarde humane lever- en vetstalen werden ondezocht op hun totale PBDE concentratie. Er werden in totaal 18 mannelijke en 7 vrouwelijke stalen onderzocht op de som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183). Voor de leverstalen: PBDE gemiddelde van 3,61 (2,09) ng/g lw, BDE 47 en 153 zijn de dominante congeneren. Voor de vetstalen: PBDE gemiddelde van 5,33 (3,01) ng/g lw, BDE 47 en 153 zijn de dominante congeneren.
68
Een studie uit 2005 schetst een beeld van de PBDE-concentratie in humaan serum. In deze publicatie (Covaci et al., 2005a) wordt een methode gebaseerd op SPE (solid phase extraction) op punt gesteld. De grondige validatie gebeurde door som PBDEs (28, 47, 100, 99, 153 en 183) te analyseren van enkele Belgische serumstalen. PBDE-concentraties liggen in hetzelfde bereik als eerder gedetecteerde waarden van een niet-supplementair blootgestelde Europese populatie. BDE 49, 66, 85, 154 en 138 konden niet gedetecteerd worden. Deze eerder beperkte resultaten worden aangevuld met een uitgebreide studie van Roosens et al., 2007 waar serumstalen van drie verschillende leeftijdsgroepen (pasgeborenen, adolescenten en volwassenen), telkens van 8 verschillende regio’s in Vlaanderen werden onderzocht. Deze stalen werden verzameld in het kader van het Vlaams humaan biomonitoringprogramma uitgevoerd door het eerste generatie Steunpunt Milieu en Gezondheid (2002-2006). De stalen van 1 leeftijdsgroep en 1 locatie werden gepoold. Volgende PBDE-congeneren (28, 45, 47, 66, 100, 99, 85, 153+154, 183, 209) werden geselecteerd voor analyse. Voor alle aandachtsgebieden samen hadden de pasgeborenen een gemiddelde som PBDEs met bereik van 2,4 (0,4) ng/g lipiden, de adolescenten een gemiddelde som PBDEs met bereik van 4,3 (0,4) ng/g lipiden en de volwassenen een gemiddelde som PBDEs met bereik van 4,8 (0,3) ng/g lipiden. De resultaten van deze laatste studie worden iets uitgebreider gedocumenteerd aan de hand van tabel 11. Deze stalen worden tevens geanalyseerd voor perfluorverbindingen, waarvan u de resultaten terugvindt in tabel 23. We dienen op te merken dat er te weinig pasgeborenen beschikbaar waren in het gebied ‘verbrandingsoven’, vandaar de ontbrekende waarde (na) voor deze regio. Tabel 11: Gedetailleerd overzicht PBDE-concentraties in humaan serum afkomstig van drie leeftijdscategoriën en acht Vlaamse regio’s met a-sum PBDEs 47, 99, 100, 153, 154 and 183 en c- cord serum code 1 2 3 4 5 6 7 8
woongebied Antwerpen Havengebieden Fruitteelt-regio’s Industriegebied (non-ferro) Gent Verbrandingsoven Landelijk gebied Albert kanaal
som PBDEsa (ng/g lw) pasgeborenenc adolescenten 2,04 (162) 3,62 (151) 2,17 (89) 4,47 (170) 1,55 (158) 3,59 (158) 2,09 (93) 4,53 (186) 2,50 (56) 3,80 (155) na 3,57 (167) 2,13 (129) 4,17 (149) 3,01 (48) 3,87 (150)
volwassenen 4,65 (182) 4,41 (193) 4,05 (182) 4,57 (189) 4,33 (197) 4,03 (185) 6,47 (196) 3,92 (191)
Om het vergelijken van de resultaten afkomstig van deze 5 studies te vergemakkelijken, wordt in onderstaande tabel een overzicht gegeven van de besproken studies en de bijhorende resultaten.
69
Tabel 12: Samenvatting PBDE-concentraties humane stalen. Studie 1: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153); Studie 2: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183); Studie 3: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 183); Studie 4: som PBDEs (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183); Studie 5: som PBDEs (28, 45, 47, 66, 85, 99, 100, 153, 154, 183, 209)
Afkomst
n
M V
11 9
M V
31 22
M/V
18/7
M/V
18/7
navelstreng 4 adult 11 navelstreng adolescent adult
Bereik som PBDEs (min-max) (ng/g lw) Studie 1 (vetweefsel) 3,05 – 6,36 2,23 – 11,70 Studie 2 (vetweefsel) 2,50 – 57,2 1,23 – 19,9 Studie 4 (vetweefsel) 2,32 – 8,34 Studie 4 (leverstalen) 1,52 – 5,70 Studie 3 (serum) 2,10 – 2,88 1,55 – 6,50 Studie 5 (ng/g lw) 2 – 2,8 3,9 – 4,7 4,5 – 5,1
Algemeen kan besloten worden dat er hogere concentraties van PBDEs kunnen teruggevonden worden in vetweefsel in vergelijking met lever- of serumstalen. Ter afronding van het deel ‘PBDE concentraties in Vlaamse humane weefsels’ werden aan het Toxicologisch Centrum in het kader van dit project 22 gepoolde moedermelkstalen geanalyseerd. Ook deze stalen werden gecontroleerd worden op de aanwezigheid van perfluorverbindingen, waarvoor verwezen wordt naar tabel 25 van dit rapport. De stalen werden gepoold op basis van het gebied waarin de stalen verzameld werden. In totaal werden dus 10 Vlaamse provincies en het Brussels Hoofdstedelijk Gewest. bemonsterd. Onderstaande tabel geeft het bereik en de mediaan weer van de gepoolde stalen per congeneer.
70
Tabel 13: Resultaten moedermelkstalen in pg/g lw van 10 Belgische provincies en Brussels Hoofdstedelijk Gewest en 2 leeftijdsgroepen van de moeders; groep 1: 18-26 jaar; groep 2: 27-30 jaar.
Gebied Antwerpen Antwerpen Oost VL Oost VL West Vl West Vl Limburg Limburg Vl Brabant Vl Brabant W Brabant W Brabant Luxemburg Luxemburg Namen Namen Luik Luik Henegouwen Henegouwen Brussel Brussel
leeftijd 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2
BDE 28 96 147 201 141 <10 136 <10 128 149 233 104 41 104 222 91 19 62 90 <10 <10 <10 <10
BDE 47 921 1565 1679 906 1535 964 400 1441 2526 2676 827 782 1147 1390 708 346 574 846 719 1493 1104 2114
BDE 99 343 528 456 181 345 198 156 442 894 687 174 113 343 333 252 173 185 203 313 410 222 485
BDE 100 182 284 155 141 278 161 107 337 463 871 131 175 186 179 133 96 123 203 120 241 165 282
BDE 154 <10 567 338 241 278 210 283 407 126 307 104 237 149 367 119 115 113 361 46 108 25 44
BDE 153 1467 1438 931 745 1045 778 858 1081 769 1350 600 1121 633 861 512 468 841 1015 959 1229 667 855
BDE BDE BDE 183 197 196 50 64 <4 <4 122 230 123 205 <4 <4 50 96 117 139 <4 414 130 <4 50 200 <4 227 134 <4 106 129 <4 153 153 <4 50 100 <4 201 118 <4 168 97 50 141 124 <4 50 130 <4 50 <4 87 128 179 <4 118 118 <4 50 52 <4 50 72 <4 52 <4 50 <4 50 52
BDE 203 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10
BDE 209 6175 3604 7105 4271 34688 10160 5536 9559 5582 8697 10933 6269 3468 4567 18595 2843 2928 3816 6236 10846 4427 2753
Bekijken we deze resultaten in functie van de tri-hepta BDE-congeneren dan zien we een bijdrage als volgt: BDE 47 (36%) > BDE 153 (30%) > BDE 99 (10%). BDE 203 werd in geen enkele gepoolde staal gedetecteerd. We kunnen besluiten dat zowel de gerapporteerde concentraties als de profielen van de BDE congeneren vergelijkbaar zijn met deze gerapporteerd in andere Europses studies. Bekijken we de resultaten met inbreng van BDE 209, dan zien we een substantiële bijdrage van deze congeneer tot de totale som van 66%, wat deze tot de belangrijkste bijdrage tot de BDE-contaminatie maakt. We merken op dat ook hexabromocyclododecaan in deze moedermelkstalen gemeten werd. Slechts zes van de 22 gepoolde stalen bevatten een concentratie aan HBCD hoger dan de limit of quantification (LOQ). De waarden worden in onderstaande tabel weergegeven.
71
Som BDE 9302 8488 11197 6775 38428 13153 7594 13758 10737 15132 13027 9050 6345 8184 20604 4201 5137 6773 8497 14452 6715 6637
Som BDE209 3127 4884 4092 2503 3740 2993 2058 4199 5156 6435 2094 2781 2877 3616 2008 1358 2209 2957 2262 3606 2287 3884
Tabel 14: Overzicht HBCDs concentraties in gepoolde moedermelkstalen afkomstig van 11 Belgische provincies en 2 leeftijdsgroepen van de moeders; groep 1: 18-26 jaar; groep 2: 27-30 jaar.
Gebied Antwerpen Antwerpen Oost VL Oost VL West Vl West Vl Limburg Limburg Vl Brabant Vl Brabant W Brabant W Brabant Luxemburg Luxemburg Namen Namen Luik Luik Henegouwen Henegouwen Brussel Brussel
leeftijd Som HBCDs <600 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2
2465 2775
<600 <600 <600 3414 2545 <600 <600 <600 <600 <600 <600 <600 <600 5651 <600 <600 4228 <600 <600
Dit overzicht van Vlaamse gegevens wordt aangevuld met andere, niet-Europese studies. De eerste studie van Kunisue et al., 2007 onderzocht PBDE-concentraties in vetweefsel van Japanse volwassenen. De geobserveerde concentraties waren hoger dan waarden in vetweefselstalen zes jaar eerder gecollecteerd. Er werd geen leeftijdsafhankelijke accumulatie van PBDEs gedetecteerd. De resultaten wijzen op recente blootstelling aan PBDEs. BDE 153 was de meest dominante congeneer. De bekomen resultaten werden samengevat in onderstaande tabel. Met behulp van een niet-parametrische t-test (Mann-Withney U test) werd nagegaan of er significante verschillen waren in de concentraties aan tri-Hepta, BDE209 en HBCD tussen moedermelk van jonge en van oudere moeders. In geen van de gevallen werden er significante verschillen gevonden.
72
Tabel 15: Concentraties (ng/g lw) van PBDEs in Japans vetweefsel verzameld gedurende 2003-2004 (met ajaar)
leeftijda Vet (%) BDE 15 BDE 28 BDE 47 BDE 99 BDE 100 BDE 153 BDE 154 BDE 183 BDE 196 BDE 197 BDE 206 BDE 207 BDE209 ΣBDE’s
man (n-18) gemiddelde (SD) 62 (18) 61 (17) 0,26 (0,24) 0,32 (0,27) 1,7 (1,7) 0,26 (0,20) 0,75 (0,78) 3,2 (3,2) 0,20 (0,16) 0,18 (0,16) 0,22 (0,28) 1,1 (1,2) 0,12 (0,19) 0,83 (1,0) 1,9 (2,9) 11 (11)
vrouw (n=10) mediaan range gemiddelde (SD) 68 25-81 72 (16) 64 11-82 69 (10) 0,12 0,017-0,82 0,17 (0,15) 0,22 0,093-0,86 0,18 (0,12) 0,84 0,29-5,9 0,61 (0,26) 0,21 0,049-0,65 0,094 (0,044) 0,39 0,049-2,5 0,22 (0,074) 2,4 0,12-12 1,1 (0,44) 0,16 0,011-0,55 0,086 (0,030) 0,14 0,018-0,59 0,068 (0,024) 0,12 <0,02-0,93 0,050 (0,068) 0,65 0,066-4,8 0,25 (0,23) 0,071 <0,03-0,85 0,036 (0,030) 0,47 0,044-4,4 0,23 (0,10) 1,2 <0,5-12 0,61 (0,59) 8,0 1,8-46 3,7 (1,3)
mediaan 70 73 0,12 0,17 0,70 0,099 0,26 0,98 0,079 0,064 0,023 0,25 0,040 0,22 0,74 3,5
range 53-109 50-81 0,031-0,45 0,050-0,39 0,13-0,94 0,025-0,15 0,073-0,29 0,69-2,1 0,052-0,14 0,038-0,11 <0,02-0,21 0,098-0,44 <0,03-0,089 0,088-0,40 <0,5-1,7 1,8-6,0
Uit bovenstaande tabel kan besloten worden dat concentraties in mannen significant hoger zijn dan die in vrouwen. Andere Vlaamse studies hebben hier nog geen verder onderzoek naar verricht. De Japanse waarden in vetweefsel zijn (zowel in mannen als in vrouwen) in dezelfde grootteorde als gerapporteerd in Vlaamse studies. Dichter bij huis, werd in 2007 een Spaanse studie gepubliceerd door Gomara et al., 2007. PBDE-concentraties werden onderzocht in navelstrengserum, moeder- en vaderserum maar ook in de placenta en de moedermelk. Mediane concentratie van som PBDEs in moederserum, vaderserum, navelstrengserum en moedermelk waren 12, 12, 17 en 6,1 ng/g lipiden, respectievelijk, in Vallecas. Mediane concentratie van som PBDEs in moederserum, vaderserum, navelstrengserum en moedermelk waren 9,7, 12, 15 en 5,5 ng/g lipiden, respectievelijk, in Getafe. BDE 47 was de dominante congeneer in serumstalen terwijl BDE 209 domineerde in moedermelkstalen. De studie toont aan dat PBDEs de placentabarriere doorkruisen, al is de snelheid afhankelijk per congeneer. De gedetecteerde concentraties zijn in dezelfde grootteorde als gerapporteerd in andere Europese en Aziatische studies en lager dan wat gevonden werd in de USA. Er werden geen significante verschillen gevonden tussen de regio’s, volgens geslacht of leeftijd. De aanwezigheid van PBDEs in navelstrengserum en in de placenta wijst op prenatale blootstelling die verdergezet wordt na de geboorte via moedermelk.
73
3.3.1.3. Binnenhuisstofconcentraties
Zoals eerder reeds aangehaald neemt de interesse in binnenhuisstof als belangrijke blootstellingsroute aan gebromeerde vlamvertragers steeds toe. Voornamelijk de hoge concentraties die gerapporteerd worden in Amerikaanse publicaties doen de vraag rijzen of inhalatie en ingestie van stof verantwoordelijk kan zijn voor het concentratieverschil met Europese studies voornamelijk omdat voedingspatronen en de daarmee gerelateerde blootstelling niet zodanig van elkaar verschillen. Tot hiertoe werden slechts enkele gegevens gepubliceerd over binnenhuisstofconcentraties in Vlaanderen in een publicatie van 2008 van Dirtu et al. Deze analytische studie werd opgezet ter optimalisatie van een lage druk GCmethode. Daarnaast werd een optimalisatie van BDE 209 detectie door verminderde afbraak (temperatuursgevoelig) beoogt. Ter validatie van de techniek werd de methode toegepast op 9 Vlaamse binnenhuisstofstalen. De PBDE-congeneren: 28, 49, 47, 6, 100, 99, 85, 154, 153, 138, 183, 209 werden geselecteerd voor analyse. Het bereik van BDE 209 in stof lag tussen 8 – 292 ng/g drooggewicht. Het bereik van de som van de andere BDE-congeneren lag tussen 20,36 – 143,12 ng/g drooggewicht. Tabel 16:. BDE concentraties in 9 binnenhuisstofstalen uit Vlaamse woningen
ng/g dw BDE 28 BDE 49 BDE47 BDE66 BDE 100 BDE 99 BDE 85 BDE 154 BDE 153 BDE 138 BDE 183 BDE 209
Staal 1 Staal 2 Staal 3 Staal 4 Staal 5 Staal 6 Staal 7 Staal 8 Staal 9 0,8 0,1 0,9 2,7 0,2 1,9 1,1 0,5 0,9 0,6 0,1 8,7 2,4 1,1 8,1 7,9 2,9 11,8 1,5 0,5 14.3 49,0 1,7 10,9 16,6 15,3 13,6 0,4 0,1 0,9 1,5 0,2 0,4 1,6 0,2 2,0 1,1 0,3 7,2 7,1 5,3 6,9 24,1 22,7 15,9 1,3 1,7 31,4 36,4 2,1 14,2 41,3 37,6 34,2 0,3 0,3 1,2 1,4 0,4 0,7 0,8 1,6 0,8 0,2 0,5 1,5 3,0 0,2 1,6 1,2 2,8 1,3 18,2 2,5 4,0 8,5 1,0 21,5 3,3 5,5 13,4 7,9 5,4 8,5 10,5 8,9 10,2 8,9 9,1 7,7 1,5 8,9 6,6 20,9 3,00 38,8 6,1 4,6 9,5 21,1 26.9 156,9 150,6 26,8 74,4 136,4 292,4 176,1
Zo werd in 2008 ook een andere studie (Harrad et al., 2008) gepubliceerd waar PBDEconcentraties in zowel binnenhuisstof als in de werkomgeving bemonsterd werd. PBDEs werden gemeten in binnenhuisstof van Amarillo/Austin, Texas, US; Birmingham, UK; Toronto, Canada; en Wellington, Nieuw-Zeeland. BDE 209 in twee UK stalen zijn de hoogste concentraties ooit gemeten nl., 520000 and 100000 ng/g drooggewicht. Mediane concentraties in ng/g waren: in Canada 620 en 560 voor Σtri–hexa-BDEs en BDE 209 respectievelijk; in New Zealand 96, BDE 209 niet bepaald ; in UK 59 en 2 800; en in de US 1600 en 1300. Voor BDE 209 is de volgorde UK > US > Canada. Voor Σtri–hexa-BDEs de volgorde is US > 74
Canada > Nieuw-Zeeland > UK. Data suggereren dat Noord-Amerikaans binnenhuisstof gecontamineerd is met zowel deca- als pentaBDEs terwijl UK binnenhuisstof voornamelijk decaBDE bevat. Hoewel er geen productie of import van PBDE technische mengsels in Nieuw-Zeeland bekend is, wijst hun aanwezigheid in binnenhuisstof op de invloed van internationale handel van BDE-bevattende producten. Ter illustratie van contaminatie van binnenhuisstof met HBCD werd in 2008 volgende studie door Abdallah et al. (2008c) uitgevoerd. De drie α-, β- en γ-hexabromocyclododecaan diastereomeren (HBCDs) werden gemeten in binnenhuisstof van Birmingham, UK (n = 31, mediane concentratie van 730 ng/g ΣHBCDs); Amarillo/ Austin, TX (n = 13 390 ng/g); en Toronto, Canada (n = 8 640 ng/g). Concentraties in stof (n = 6 650 ng/g) van UK kantoren lagen in hetzelfde bereik als gemeten in het UK binnenhuisstof. Concentraties van de verschillende landen waren statistisch niet verschillend. In één UK binnenhuisstofstaal werd een concentratie van 110 000 ng/g gedetecteerd, tot hiertoe de hoogste waarde ooit vastgelegd in binnenhuisstof. Gemiddelde hoge innamewaarden voor HBCD via de voeding voor volwassenen en kleuters bedragen respectievelijk 413 en 240 ng ΣHBCD/dag. Stofingestie voor UK volwassenen en kleuters wordt dagelijke op respectievelijk, 50 en 200 mg stof geschat en worden zo blootgesteld aan respectievelijk 1100 en 4400 ng ΣHBCD/dag. Genormaliseerd voor het lichaamsgewicht, is deze inschatting voor kleuters binnen hetzelfde bereik als voor volwassenen via werkgerelateerde blootstelling. Terwijl in commerciële formulaties γ-HBCD domineert (>80%) worden stofstalen gekarakteriseerd door volgend patroon: 33% α-HBCD, 11% βHBCD en 56% γ-HBCD. Hieruit leiden we af dat de dominantie van de α–isomeer in humane stalen deels verklaard kan worden door stofingestie en niet enkel door in vivo metabolisatie. Een volgende studie door Abdallah et al., 2008a rapporteerde HBCD en TBBP-A concentraties in 45 UK woningen, 28 kantoren en 20 auto’s. Mediane ΣHBCD in woningen bedroeg 1300 ng/g stof, terwijl dit voor TBBP-A 62 ng/g stof bedroeg. Kantoren waren minder gecontamineerd met mediane ΣHBCD van 760 ng/g stof en mediane TBBP-A van 36 ng/g stof. Auto’s waren meest gecontamineerd voor ΣHBCD met een mediane waarde van 13 000 ng/g stof en minst gecontamineerd voor TBBP-A met een mediane waarde van 2 ng/g stof.
75
3.3.2. Partim 2: perfluoralkyl chemicaliën (PFCs) De kwaliteit van de analyse van perfluoralkaanverbindingen is vanaf het begin van de notie dat deze verbindingen in het milieu blijken voor te komen, nu ca 15 jaar geleden, een punt van aandacht geweest. Problemen in de identificering en kwantificering zijn uitvoerig gedocumenteerd (zie bv. Martin et al, 2004; van Leeuwen et al., 2009). Door de grote variabiliteit die vastgesteld is bij chemische analyses en ringtesten dienen de gerapporteerde gegevens met enige voorzichtigheid te worden geïnterpreteerd en kunnen deze gegevens vaak moeilijk als absolute waarden vergeleken worden.
3.3.2.1. Het aquatische en terrestrische milieu 3.3.2.1.1. Aquatische milieu in Vlaanderen en Europa De gegevens over concentraties in water in Vlaanderen zijn zeer beperkt. Er werden enkel concentraties gemeten in de vijver van het natuurgebied Blokkersdijk, dat gelegen is naast een perfluorchemisch bedrijf, en in het Galgenweel, een recreatiegebied dat drie km is verwijderd. Beide vijvers zijn gelegen te Antwerpen Linkeroever. In 2006 bedroeg het PFOS-gehalte in het water van Blokkersdijk 21,9 ng/l en in het Galgenweel 1,03 ng/l (D’Hollander, 2006). In 2004 bedroeg de concentratie in de vijver van Blokkersdijk 3,4 µg/l (ARCADIS, 2005). De daling van de concentratie op twee jaar tijd kan waarschijnlijk deels verklaard worden door de uitfasering van de PFOS-productie in 2001. Deze daling in dit natuurgebied wordt eveneens aangetoond door de vergelijking van de studie van Hoff et al. (2004) en D’Hollander (2006). De resultaten hiervan worden weergegeven in het literatuuroverzicht van het terrestrisch milieu. De PFOS-concentraties van het water van Blokkersdijk zijn veel hoger dan deze die werden gemeten in meer van Maggiore (Italië). Daar bedroeg de hoogste gemeten PFOS-concentratie 8,1 ng/l (Loos et al., 2007). In het meer werd ook PFBua, PFPea, PFHxA, PFHpA, PFOA en PFBS gemeten. Elke component werd gedecteerd met gemiddelde concentraties gaande van 0,3 ± 0,1 ng/l (PFDA) tot 2,4 ± 0,4 ng/l (PFOA). In de zijrivieren van het meer van Maggiore werden eveneens alle onderzochte perfluorverbindingen teruggevonden met een maximum concentratie van 38,5 ng/l (PFOS). De gemiddelde concentraties van de stoffen lagen steeds tussen 0,1 ng/l en 9,7 ng/l. Ook het water van andere rivieren in Europa werd geanalyseerd op de aanwezigheid van PFCs. Zo werden waterstalen genomen in de Rijn (38 plaatsen) en in het Ruhr gebied (22 plaatsen). Volgende PFC-verbindingen werden hierin gemeten: PFBua, PFPea, PFHxA, PFHpA, PFOA, PFBS en PFOS. In het oppervlaktewater van de Rijn in Duitsland was PFOA de perfluorcomponent die in de hoogste concentraties aanwezig was met 76
een maximum concentratie tot 48 ng/l in Duisberg. De maximum PFOS-concentratie werd gemeten ter hoogte van Breisach en bedroeg 6 ng/l. In het Rijn-Herne kanaal in Duisberg werd elke gemeten perfluorverbinding gedetecteerd. De hoogste concentratie was deze van PFHxA (77 ng/l), de laagste van PFBuA en PFOS (3 ng/l). In het Ruhrgebied werd een extreem hoge PFOA-concentratie gemeten in Moehne (Heidberg) van 3640 ng/l. De meeste concentraties varieerden tussen niet detecteerbaar en 170 ng/l (Skutlarek et al., 2006). In de Maas en in de Schelde in Nederland werden PFOS-concentraties gemeten van respectievelijk 16-22 ng/l en 38-43 ng/l (PERFORCE, 2006). Deze concentraties zijn veel hoger dan deze die werden teruggevonden in de Rijn (Skutlarek et al., 2006) . Verschillende studies hebben aquatische (marien en zoetwater) organismen geanalyseerd op de aanwezigheid van PFCs. In het Belgische deel van de Noordzee werden invertebraten (Van de Vijver et al., 2003a) en steenbolk en schol (Hoff et al., 2003) gevangen. PFOSconcentraties in de zachte weefsels van de invertebraten (garnalen, krabben en zeesterren) varieerden tussen 9 ng/g drooggewicht in de zeesterren tot 877 ng/g drooggewicht in de krabben. Er was een duidelijke gradiënt waar te nemen tussen de Scheldemonding en de open zee waarbij de hoogste concentraties werden gemeten ter hoogte van Antwerpen (Van de Vijver et al., 2003a). In alle leverstalen van de vissen (steenbolk en schol) werd een PFOSconcentratie gemeten boven de detectielimiet (10 ng/g). Hoge concentraties werden gemeten in de levers van de vissen afkomstig uit het estuarium van de Schelde met een maximum van 7760 ng/g natgewicht. De PFOS-concentratie in de spierweefsels varieerde tussen niet detecteerbaar (< 10 ng/g) en 87 ng/g versgewicht. Ook hier werd een gradiënt waar genomen van de PFOS-concentraties waarbij de concentraties het hoogst waren ter hoogte van de Westerschelde en afnamen in de richting van de open zee (Hoff et al., 2003). Mariene zoogdieren (verschillende soorten van zeehonden, bruinvissen, dolfijnen en potvissen) werden verzameld langsheen het zuidelijk deel van de kust van de Noordzee (Belgische, Franse en Nederlandse kuststrook). In de levers en de nieren van de mariene zoogdieren werden volgende stoffen gemeten PFOA, PFOS, PFDA, PFUA en PFDOA. PFOS was steeds de dominante perflorverbinding. De PFOS-concentraties varieerde tussen niet meetbaar (= < 10 ng/g) en 821 ng/g natgewicht. De andere perfluorverbindingen werden sporadisch gedetecteerd maar lagen meestal onder de detectielimiet (Van de Vijver et al., 2003b). In de studie van Kannan et al. (2002) werden 175 stalen van lever en bloed van vissen, dolfijnen en walvisachtigen geanalyseerd afkomstig uit de Baltische en de 77
Mediteraanse zeeën. Hierin werden volgende PFC-verbindingen gemeten: PFOS, FOSA, PFHxS en PFOA. In de Middellandse Zee was PFOS de dominante perfluorcomponent. In het bloed van de blauwvintonijn uit de Middellandse Zee lagen de concentraties van PFOS en FOSA steeds boven de detectielimiet en varieerden tussen 27-52 ng/l en 13-19 ng/l respectievelijk. PFOA en PFHxS werden niet waargenomen. In de lever van de blauwvintonijn uit de Ionische zee werd enkel PFOS gemeten met een minimum concentratie van 21 ng/g natgewicht en een maximum van 87 ng/g natgewicht. In de lever van een Atlantische zalm, gevangen in de Baltische zee lagen de concentraties van de onderzochte perfluorverbindingen allen onder de detectielimiet (PFOS < 8; FOSA en PFOA <19; PFHxS <7,5 ng/g natgewicht). De PFOS-concentraties die werden gemeten in levers en in de nieren van zeezoogdieren uit de Noordzee liggen gemiddeld hoger dan deze die werd gemeten in de Middellandse, Ionische en Baltische Zee (Kannan et al., 2002). In de studie van Hoff et al. (2005a) werden palingen verzameld in het kanaal van Ieperlee (Boezinge), de Oude Maas (Dilsen-Stokkem), Blokkersdijk (Antwerpen), de watersportbaan (Gent) en in het bekken van de Zuun. Ook werden er karpers verzameld in Blokkersdijk en in het bekken van de Zuun. Giebels werden verzameld in het kanaal van Ieperlee. De levers van de vissen werden geanalyseerd op de aanwezigheid van PFOS. In de levers van de giebels en de palingen uit het kanaal van Ieperlee werden respectievelijk concentraties tussen 250 en 781 ng/g natgewicht en 1024 tot 9031 ng/g natgewicht gemeten. De minimum- en maximumconcentratie van de levers van de karpers uit Blokkersdijk bedragen respectievelijk 633 en 1822 ng/g natgewicht. Er is geen referentiemateriaal terug te vinden van vissen uit Europese rivieren waardoor deze waarden niet vergeleken kunnen worden. 3.3.2.1.2.Terrestrische milieu in Vlaanderen en Europa Op drie plaatsen die allen op een maximum afstand van 5,5 km gelegen zijn van een chemisch bedrijf te Antwerpen dat instaat voor de productie van perfluorchemicaliën, werden koolmezen verzameld waarvan het bloed en de levers werden geanalyseerd. De concentraties in de levers varieerden tussen 553 ng/g en 11359 ng/g natgewicht, in het bloed tussen 24 en 1625 ng/ml. Deze concentraties behoren tot de hoogste PFOS-concentraties ter wereld in vrij levende dieren. De concentratie daalden naarmate de verzamelplaats meer verwijderd was van een perfluorchemisch bedrijf (Dauwe et al., 2007). In 2005 werden in Blokkersdijk jonge mezen verzameld (kool- en pimpelmezen). Het controlegebied was Fort IV te Mortsel. In Blokkersdijk varieerde de PFOS concentratie tussen 86 en 3322 ng/g natgewicht. In Fort VI
78
lagen de concentraties beduidend lager en varieerden tussen 17 en 514 ng/g natgewicht (Hoff et al., 2005b). Ook deze gegevens wijzen er op dat het natuurgebied Blokkersdijk, gelegen te Antwerpen Linkeroever vervuild is met perfluorverbindingen. In 2002 (Hoff et al., 2004) en in 2006 (D’Hollander, 2006) werden bosmuizen gevangen in Blokkersdijk, een natuurgebied en in het Galgenweel, 3 km verderop gelegen. In de studie van Hoff et al. (2004) werden in de levers van de bosmuizen volgende PFCs gemeten: PFOS, PFNA, PFDA, PFUA en PFDOA. De concentraties PFOS in de muizen van Blokkersdijk waren extreem hoog en varieerden tussen 0,47 en 178,55 µg/g natgewicht. Deze concentraties zijn de hoogste die ooit werden gemeten in terrestrische dieren. In het Galgenweel (controlegebied) lagen de PFOS-concentraties tussen 0,14 en 1,11 µg/g nat gewicht. De andere perfluorverbindingen werden sporadisch gedecteerd met een maximum van 0,27 ng/g nat gewicht (PFNA). In de studie van D’Hollander (2006) werden buiten bosmuizen ook woelmuizen, invertebraten (pissebedden, naaktslakken, regenwormen, duizendpoten en miljoenpoten), braam- en vlierbessen verzameld in Blokkersdijk en in het Galgenweel. In tabel 17 worden de gemiddele concentraties (ng/g natgewicht) en de standaardfout weergegeven.
Tabel 17: De gemiddelde PFOS-concentraties (ng/g natgewicht) ± de standaarddeviatie in de onderzochte stalen van Blokkersdijk
Type staal
PFOS (ng/g)
Bessen braam
7,5 ± 3,7
Bessen vlier
30,7 ± 11,2
Slakken
4100 ± 1490
Miljoenpoten
2430 ± 140
Regenwormen
4700 ± 2410
Pissebedden
488 ± 149
Lever bosmuis
5810 ± 1300
Lever woelmuis
3890 ± 750
De concentraties in de levers van de bosmuizen zijn significant gedaald over een tijdspanne van 4 jaar en dit zowel in Blokkersdijk als in het Galgenweel. De concentraties (ng/g
79
natgewicht) worden weergegeven in tabel 18. Deze daling kan verklaard worden door de uitfasering van de PFCs productie in 2001. Tabel 18: De gemiddelede PFOS-concentraties (ng/g natgewicht) in de levers van de bosmuizen in Blokkersdijk en het Galgenweel die gevangen werden in 2002 en 2006. Deze metingen werden uitgevoerd met een HPLC.
Gebied
2002
2006
Blokkersdijk
25500 ± 9470
5810 ± 1300
Galgenweel
347 ± 51
153 ± 37
3.3.2.2. Humane concentraties in Vlaanderen
Aan de UA werden PFOS, PFOSA en PFNA gemeten in serumstalen van Vlamingen uit 8 verschillende gebieden met name Antwerpse agglomeratie (1), havengebieden (Antwerpse haven en Gentse kanaalzone) (2), fruitstreek (3), Olen (4), Gentse agglomeratie (5), regio verbrandingsoven (6), landelijk (7) en Albertkanaal (8). Binnen deze 8 gebieden werd er een onderscheid gemaakt tussen pasgeborenen (plasma), adolescenten (serum) en volwassenen (serum). Een overzicht van het aantal personen per mengstaal wordt weergegeven in tabel 19. Deze stalen kaderen in het Vlaams humaan biomonitoringprogramma uitgevoerd door het eerste generatie Steunpunt Milieu & Gezondheid Tabel 19: Overzicht van het aantal individuen per mengstaal voor de 3 leeftijdscategorien en 8 gebieden: * 1. Antwerpse agglomeratie, 2. Havens (Antwerpse haven en Gentse kanaalzone), 3. Fruitstreek, 4. Olen, 5. Gentse agglomeratie, 6. Regio verbrandingsoven, 7. Landelijk, 8. Albertkanaalzone.
Gebieden* 4 5
1
2
3
6
7
8
Pasgeborenen Plasma 1 mlxVF/persoon
163
92
160
94
57
17
130
48
Adolescenten Serum
1ml/persoon
152
170
158
188
156
171
150
150
Volwassenen Serum
1ml/persoon
182
194
182
189
197
185
196
192
In tabel 20 worden de bekomen resultaten weergegeven van de metingen die uitgevoerd zijn in 2006. PFOS werd in elk staal teruggevonden (67,5 – 262 ng/ml; mediaan: 140,6 ng/ml). De PFOSA- en PFNA-concentraties lagen steeds onder de kwantificatielimiet (2,5 ng/ml).
80
Tabel 20: PFOS, PFOSA en PFNA concentraties (ng/mL) in serumstalen van de Vlaamse bevolking die in 2006 werden gemeten aan de UA met de HPLC. Leeftijdscategorie/gebied Pasgeborenen Antwerpse agglomeratie Havengebieden Fruitstreek Olen Gentse agglomeratie Verbrandingsoven Landelijk Albertkanaal Adolescenten Antwerpse agglomeratie Havengebieden Fruitstreek Olen Gentse agglomeratie Verbrandingsoven Landelijk Albertkanaal Volwassenen Antwerpse agglomeratie Havengebieden Fruitstreek Olen Gentse agglomeratie Verbrandingsoven Landelijk Albertkanaal LOD
PFOS
PFOSA ng/ml
PFNA
67,5 77,9 94,5 155,3 99,4 79,1 107,4 164,5
130,6 155,3 165,6 155,3 162,9 240,5 252,3 197,7
130,3 97,1 140,0 123,8 141,2 102,2 181,8 262,8 2,5
Ook moedermelk uit België werd reeds ganalyseerd aan de UA. Het betreft één mengstaal van Belgische moeders waarvan drie substalen werden geanalyseerd. De PFOS- en PFOAconcentraties zijn terug te vinden in tabel 21. Alle concentraties zijn uitgedrukt in ng/mL. De gemiddelde PFOS concentratie bedroeg 2,0 ± 1,8 ng/ml. De PFOA gehalten lagen steeds onder de LOD (1,8 ng/ml).
81
Tabel 21: PFOS en PFOA concentraties (ng/mL) in gepoolde moedermelkstalen uit Vlaanderen, gemeten in 2006 met de HPLC. MM1: moedermelkstalen pool 1; MM2: moedermelkstalen pool 2; MM3: moedermelkstalen pool 3. staalnr. MM 1 MM 2 MM 3 LOD
PFOS PFOA ng/ml 4,1
Zowel de serum- als de moedermelkstalen werden gemeten met een HPLC. Er zijn geen details beschikbaar over de extractieprocedure en vermoedelijk werd er gecontamineerde methanol gebruikt voor de extracties. Bovendien werden deze stalen slechts éénmaal geëxtraheerd waardoor er ook geen fout op de concentraties kan worden berekend. Ook werd er geen kwaliteitscontrole uitgevoerd en kan de HPLC zelf voor contaminatie hebben gezorgd. Omwille van deze redenen zijn de resultaten uit tabel 19 en 20 onbetrouwbaar waardoor besloten werd om in het kader van dit project de stalen opnieuw te extraheren en te hermeten aan de UA. De serumstalen werden dus opnieuw geëxtraheerd (SPE extractie zie punt 3.2.2.1.1 p 41) en gemeten met de UPLC in het kader van het huidige project (tabel 23). De eerste 8 gebieden stemmen overeen met de 8 gebieden van de resultaten uit tabel 19. Ook de samenstelling van de mengstalen uit deze 8 gebieden is identiek (tabel 19). Enkel bij de pasgeborenen ontbreekt het landelijk gebied (gebied 7) daar er voor dit gebied niet meer voldoende plasma beschikbaar was om een nieuw mengstaal aan te maken. In de vorige meetcampagne werd er één mengstaal aangemaakt voor de regio havens. In het huidige project werd het havengebied opgesplitst in de Antwerpse haven (gebied 9) en de Gentse Kanaalzone (gebied 10). Van beide deelgebieden werden mengstalen aangemaakt vertrekkende van dezelfde studiepersonen als het mengstaal havengebied. Niet van alle personen uit het mengstaal havengebied was er echter voldoende serum/plasma beschikbaar om opgenomen te worden in het mengstaal Havengebied of het mengstaal Gentse haven. Tabel 22 geeft het aantal individuen en het volume per studiepersoon dat werd genomen om de mengstalen van de twee havengebieden aan te maken.
82
Tabel 22: Overzicht van het aantal individuen per leeftijdscategorie waaruit de mengstalen ‘Gentse Kanaalzone’ en ‘Antwerpse Haven zijn samengesteld.
Gebieden Gentse haven
Antwerpse haven
Pasgeborenen Plasma 0.2 mlxVF/persoon
# 24
0.2 mlxVF/persoon
# 53
Adolescenten Serum
500µl/persoon
71
200µl/persoon
58
Volwassenen Serum
1ml/persoon
36
500µl/persoon
152
Van elke pool werden drie stalen geëxtraheerd en deze werden in tweevoud gemeten. De resultaten in tabel 22 geven de gemiddelde concentraties ± standaarddeviatie van de drie extracties weer. Uit de resultaten blijkt dat PFBS en PFBA steeds onder de detectielimiet van respectievelijk 0,03 ng/ml en 0,3 ng/ml liggen met uitzondering van het plasmastaal van de pasgeborenen uit de Antwerpse haven waren een PFBS-concentratie van 0,32 ng/ml werd gedetecteerd. Met behulp van de niet-parametrische Kruskall Wallis test werd nagegaan of er voor de verschillende componenten (afzonderlijk en voor de som) significante verschillen tussen de drie groepen werden geobserveerd. Voor PFOS, PFNA, PFHxS, PFDA en ∑ PFCs werden er significante verschillen geobserveerd. Voor al deze componenten waren de gehaltes het hoogste in bloed van volwassenen en significant hoger dan in de pasgeborenen en voor PFNA en PFDA ook hoger dan in de adolescenten. PFOS werd in elk staal teruggevonden met concentraties die variëren tussen 0,80 ng/ml (pasgeborenen, gebied verbrandingsoven) en 170 ng/ml (volwassenen, havengebieden) met een gemiddelde van 46,37 ng/ml van alle leeftijdsklassen.
83
Volwassenen
Adolesenten
Pasgeborenen
gebied
Tabel 23: Resultaten serumstalen uit 10 verschillende gebieden (1: Antwerpse agglomeratie, 2: Havens (Antwerpse haven en Gentse kanaalzone), 3: Fruitstreek, 4: Olen, 5: Gentse agglomeratie, 6: Regio verbrandingsoven, 7: Landelijk, 8: Albertkanaalzone, 9: Antwerpse Haven, 10: Gentse Kanaalzone) voor 3 verschillende leeftijdscatergorieën: adolescenten, volwassen en pasgeborenen. De gemiddelde concentraties worden weergegeven met de standaarddeviatie (op 3 exrtacten) en zijn uitgedrukt in ng/ml. *: geen standaarddeviatie omdat er slechts één extract werd gemeten ipv 3.
PFOS Gem
PFOA
STDEV Gem
1
11,03
1,88
0,63
2
15,85
6,22
PFNA
STDEV Gem 0,70
PFHxS
STDEV Gem
PFHxA
STDEV Gem
PFDA
STDEV Gem
STDEV
0,17
0,24
<0,02
0,14
0,07
0,71
0,37
<0,9
0,16
0,06
<0,02
0,02
0,04
0,99
0,41
<0,02
0,03
0,06
0,32
0,22
<0,02
0,01
0,01
0,52
0,18
<0,02
<0,01
<0,01
3
5,05
1,46
<0,9
<0,05
4
7,96
0,91
<0,9
0,02
5
5,11
0,51
9,51
0,72
<0,05
2,89
0,07
6*
0,80
<0,01
<0,01
8
2,03
0,63
2,06
0,10
0,24
0,24 0,14
0,04
0,08
<0,01
0,20
0,10
9
4,85
0,18
2,98
0,40
0,29
0,06
0,99
0,86
<0,01
0,36
0,06
10
1,41
0,32
1,39
0,04
0,10
0,16
<0,02
<0,01
0,20
0,06
1
43,83
6,15
2,66
0,59
0,69
0,08
0,50
0,50
0,15
0,13
1,25
0,32
2
53,75
12,93
2,92
1,17
1,06
0,47
0,19
0,16
0,06
0,06
1,07
0,69
3
34,94
1,40
2,24
0,26
0,43
0,12
0,11
0,19
0,10
0,07
0,81
0,16
4
52,85
5,45
3,53
0,42
0,80
0,36
0,41
0,27
0,05
0,05
1,19
0,36
5
45,12
3,76
3,34
0,47
0,69
0,11
0,66
0,57
0,00
0,02
0,97
0,72
6
41,73
3,40
2,85
0,84
0,59
0,11
0,03
0,05
0,28
0,32
0,55
0,25
7
64,36
11,64
3,79
2,00
1,10
0,68
0,58
0,65
0,32
0,12
1,73
0,32
8
42,56
7,19
1,84
0,36
0,60
0,18
1,22
1,14
0,16
0,10
0,48
0,49
9
74,71
4,24
2,45
0,14
1,24
0,46
1,67
1,39
0,06
0,01
1,12
0,10
10
113,63
34,05
2,83
0,61
1,49
0,42
3,76
1,87
0,03
0,02
1,45
0,63
1
98,76
19,30
3,18
0,80
2,41
0,51
5,11
3,78
0,03
0,04
1,86
0,50
2
170,53
1,40
3,37
0,52
3,17
1,22
8,08
4,23
0,12
0,19
2,86
0,51
3
79,42
13,11
2,20
0,72
1,89
0,25
0,71
0,68
0,17
0,09
2,35
0,29
4*
9,31
6,90
0,20
0,01
5
52,87
2,21
1,73
0,17
1,13
0,24
1,16
0,33
0,02
0,05
1,05
0,97
6
62,54
4,41
1,44
0,60
2,09
0,17
0,98
0,10
0,01
0,05
1,72
1,00
7
62,56
6,06
1,42
0,10
2,17
0,79
1,54
0,22
0,13
0,19
2,62
0,83
8
35,73
2,94
1,52
0,18
1,42
0,20
0,52
0,64
0,12
0,03
1,34
0,62
9
89,04
2,71
1,98
0,70
3,01
0,81
3,38
1,57
0,14
0,05
2,18
0,94
10
62,46
9,09
2,41
0,14
2,55
0,87
1,64
0,22
0,01
0,03
2,92
1,03
2,86
0,55
1,26
1,95
De hoogste concentraties worden teruggevonden bij de adolescenten van de Gentse Kanaalzone en bij de volwassenen van de Antwerpse agglomeratie en havengebieden. De gemiddelde PFOS concentratie per leeftijdscategorie is het hoogst bij volwassen (72,73 ± 43,01 ng/ml), gevolgd door de adolescenten (56,75 ± 23,20 ng/ml) en het laagst bij de pasgeborenen (6,01 ± 4,91 ng/ml). De verschillen waren alleen significant tussen volwassenen en pasgeborenen (p <0,001) en tussen adolescenten en pasgeborenen (p <0,001). PFOA werd bijna in alle stalen gemeten met uitzondering van drie gebieden (havengebieden, fruitstreek en Olen) bij de pasgeborenen. De concentraties varieëren tussen niet detecteerbaar 84
(<0,9 ng/ml) en 9,51 ng/ml (pasgeborenen, Gentste Agglomeratie). Het is belangrijk op te merken dat enkel voor PFOA de maximale waarden wordt teruggevonden bij pasgeborenen. Voor de gemiddelde PFOA-concentratie per leeftijdscategorie, wordt het omgekeerde geobserveerd dan voor PFOS namelijk: pasgeboren (3,24 ± 3,20 ng/ml) > adolescenten (2,84 ± 0,59 ng/ml) > volwassenen (2,21 ± 0,72 ng/ml). Deze verschillen waren echter niet significant. De gemiddelde PFNA-, PFHxS-, PFHxA- en PFDA-concentraties van respectievelijk 1,15 ng/ml, 1,77 ng/ml, 0,1 ng/ml en 1,29 ng/ml zijn kleiner dan deze van PFOS (46,37 ng/ml) en PFOA (2,69 ng/ml). Van PFNA, PFHxS, PFHxA en PFDA werd de hoogste waarde teruggevonden bij PFHxS in het serum van volwassen uit de havengebieden en bedroeg 8,08 ng/ml. De gemiddelde concentraties per leeftijdscategorie waren steeds het hoogst bij de volwassenen (PFNA: 2,11 ng/ml; PFHxS: 3,00 ng/ml; PFDA: 2,08 ng/ml). Bij PFNA en PFDA waren alle groepen significant verschillend van elkaar (p < 0,05). Bij PFHxS verschilde alleen de volwassenen significant van de pasgeborenen. Bij PFHxA werden de hoogste gehaltes gemeten in het serum van adolescenten (0,12 ng/ml). Het verschil met de andere leeftijdscategorieën was echter klein en niet significant (volw: 0,08 ng/ml en pasgeborenen 0,05 ng/ml). Algemeen kan gesteld worden dat de hoogste PFC-concentraties worden gemeten in het serum van volwassenen, met uitzondering van PFOA, en dat de hoogste concentraties meestal worden teruggevonden in de Antwerpse agglomeratie en/of in de havengebieden (zowel het samengesteld staal als in beide deelgebieden met name Genste Kanaalzone en Antwerpse Haven). In de meeste studies waarin het verband tussen de leeftijd en de PFC-concentraties werd onderzocht, werd geen significant effect geobserveerd. Zelf in de uitgebreide studie van NHANES waarin 54 gepoolde serumstalen van 2001/2002 en 1562 serumstalen van 19992000 werden geanalyseerd was er geen indicatie voor een leeftijdseffect (Calafat et al., 2006 en 2007). Twee Duitse studies echter vonden wel een significante leeftijdsgerelateerde toename van perfluorcomponenten (Fromme et al., 2007a, Hölzer et al., 2008). In de studie van Fromme et al. (2007a) werd dit enkel waaargenomen bij vrouwen. In de studie van Hölzer et al. (2008) was de leeftijd van mannen positief gecorreleerd met de PFOS, PFOA en PFHxS gehalten in het plasma. Voor vrouwen werd deze positieve correlatie enkel teruggevonden voor PFOA. In een Amerikaanse studie werd eveneens een toename van PFCs waargenomen met de leeftijd waar de mediane concentraties van PFOS en PFHxS significant 85
lager waren bij personen die jonger waren dan 40 jaar (Olsen et al., 2005). Ook in Australië werd een siginifcante toename van PFOS met leeftijd waargenomen bij de vrouwelijke deelneemsters (Kärrman et al., 2006b). In deze studie waren de PFOA-, PFHxS- en PFOSAgehaltes hoger bij de adolescenten (<16 jaar) en bij de ouderen (> 60 jaar), terwijl de concentraties bij middelbare leeftijd (16-60 jaar) lager waren. In de figuren
15, 16 en 17
worden de huidige resultaten vergeleken met de eerder
gerapporteerde resultaten (2006) van de serum- en plasma stalen van de oorspronkelijke 8 gebieden per leeftijdscategorie. Deze vergelijking kan enkel gebeuren voor PFOS daar de resultaten van 2006 voor de andere componenten steeds onder de detectielimiet (2,5 ng/ml) lagen. Bij deze vergelijking dienen enkele belangrijke opmerkingen te worden gemaakt. De stalen in 2006 werden geëxtraheerd met methanol, mogelijk gecontamineerd, in 2008 gebeurde de extracties met acetonitrile. In 2006 zijn de metingen uitgevoerd met een HPLC in tegenstelling met de UPLC die voor alle metingen in het kader van dit project is gebruikt. Bovendien werden andere type filters en injector flesjes gebruikt. Deze twee laatste kunnen in het verleden mogelijk ook voor contaminatie hebben gezorgd. Zoals reeds eerder vermeld werden de stalen in 2006 slechts éénmaal geëxtraheerd, werd er geen kwaliteitstcontrole uitgevoerd en ontbreken er details over de extractieprocedure, metingen, gebruikte materialen en producten. Plasma Pasgeborenen 180
150
PFOS (ng/ml)
120
2006 2009
90
60
30
0 Antw aggl
Haven
Fruitstreek
Olen
Gentse aggl
Verbr. Oven
Landelijk
Albertkanaal
Gebied
Figuur 15: De vergelijking van de PFOS gehalten in plasma van pasgeborenen afkomstig van 8 Vlaamse regio’s tussen 2006 (1 waarde) en 2009 (gemiddelde ± standaarddeviatie van 3 extracties).
86
Serum Adolescenten 300
250
PFOS (ng/ml)
200
2006 2009
150
100
50
0 Antw aggl
Haven
Fruitstreek
Olen
Gentse aggl
Verbr. Oven
Landelijk
Albertkanaal
Gebied
Figuur 16: De vergelijking van de PFOS gehalten (ng/ml) in serum van adolescenten afkomstig van 8 Vlaamse regio’s tussen 2006 (1 waarde) en 2009 (gemiddelde ± standaarddeviatie van 3 extracties). Serum Volwassenen 300
250
PFOS (ng/ml)
200
150
2006 2009
100
50
0 Antw aggl
Haven
Fruitstreek
Olen
Gentse aggl
Verbr. Oven
Landelijk
Albertkanaal
Gebied
Figuur 17: De vergelijking van de PFOS gehalten (ng/ml) in serum van volwassenen afkomstig van 8 Vlaamse regio’s tussen 2006 (1 waarde) en 2009 (gemiddelde ± standaarddeviatie van 3 extracties).
87
Uit figuren 15, 16 en 17 blijkt dat voor elke leeftijdscategorie en voor elk gebied de huidige concentraties lager liggen dan de resultaten van 2006 met uitzondering van PFOS-gehalten in het serum van volwassenen uit het havengebied. Ook de gemiddelde concentraties van elke leeftijdscategorie van 2006 liggen hoger dan deze van 2009 (figuur 18). Deze waarneming wordt eveneens geobserveerd indien het gemiddelde wordt genomen per regio (figuur 19). 250
PFOS (ng/ml)
200 150
2006 2009
100 50 0 pasgeborenen
adolescenten
volwassenen
Figuur 18: De vergelijking van de gemiddelde PFOS gehalten (ng/ml) ± standaarddeviatie tussen 2006 en 2009 in plasma/serum stalen van Vlamingen per leeftijdscategorie: pasgeborenen (plasma), adolescenten (serum) en volwassenen (serum).
300
PFOS (ng/ml)
250 200
2006
150
2009
100 50 0 1
2
3
4
5
6
7
8
Gebied
Figuur 19: De vergelijking van de gemiddelde PFOS gehalten (ng/ml) ± standaarddeviatie tussen 2006 en 2009 in plasma/serum stalen van Vlamingen per gebied.
Op basis van de resultaten van de ringtesten voor de serumstalen (3.2.2.2.7) kan er van worden uitgegaan dat de huidige resultaten van de serumstalen wel betrouwbaar zijn.
88
Bovendien werden de stalen in drievoud geëxtraheerd en was de variatie op deze extracties beperkt. Indien de resultaten uit tabel 23 vergeleken worden met andere serumconcentraties uit de Europese literatuur (tabel 27) kan gesteld worden dat de huidige PFOS-concentraties gemiddeld hoger liggen dan de concentraties die worden teruggevonden in de literatuur over de Belgische bevolking. Zo vonden Kannan et al. (2004) een gemiddelde van 11,1 ng/ml en 16,8 ng/ml in respectievelijk vrouwelijke en mannelijke serumstalen van Belgen. In de huidige studie werd voor de volwassen een gemiddelde van 72,73 ± 43,01 ng/ml gemeten. Ook de studie van de 3M Company (2003) rapporteerde een beduidend lager gemiddelde van 17 ng/ml in serum van de Belgische bevolking. Ook in andere Europese landen ligt het gemiddelde lager dan de resultaten in de huidige studie. Zowel in Denemarken (serum van moeder met een leeftijd <25-34jaar; Fei et al., 2007), Duitsland, Nederland (3M Company, 2003), Zweden, Engeland (Kärrmann et al., 2007), Spanje (Ericson et al., 2007), Italië en Polen (Kannan et al., 2004) werden gemiddelde PFOS-concentraties gerapporteerd van respectievelijk 35,6 ng/ml; 37ng/ml; 53 ng/ml; 33,4 ng/ml; 14,2 ng/ml; 7,64 ng/ml; 4,4 ng/ml en 44,4 ng/ml. In de andere Europese landen werden er soms ook maximale PFOS concentraties terug gevonden boven de 100 ng/ml. Zo werd er in serum van Duitse mannen een maximale concentratie van 131 ng/ml (mediaan 22,3 ng/ml, Midash et al., 2006) gemeten. Ook bij Zweedse vrouwen werd er een maximale concentratie van 130 ng/ml (gemiddelde 36 ng/ml) teruggevonden (Holmström et al., 2005). Ook in de algemene Zweedse populatie werd een maximale concentratie van 90,9 ng/ml gedetecteerd (Kärrman et al., 2004). De gemiddelde PFOA-concentratie in het serum van volwassenen (2,33 ± 0,7 ng/ml) die in de huidige studie werd teruggevonden, ligt lager dan de eerder gerapporteerde gemiddelde waarden van de Belgische bevolking (4,6 ng/ml in Kannan et al., 2004). De laagste concentratie (4,9 ng/ml) die werd gemeten in serum van de Belgische bevolking in de studie uitgevoerd door 3M (2003) lag nog steeds hoger dan de maximaal gemeten waarde in de huidige studie. Indien de huidige gemiddelde PFOA-concentratie wordt vergeleken met andere Europese gegevens, is deze vergelijkbaar met Spanje (1,8 ng/ml; Ericson et al., 2007) en ligt deze lager dan de gemiddelde concentraties die werden gemeten in 2 Duitse studies (5,3 ng/ml Fromme et al., 2007a en 7,1 ng/ml Midash et al., 2006), Zweden (3,8 ng/ml Kärrman et al., 2006b; 4,0 ng/ml Holmström et al., 2005) en Polen (21,2 ng/ml Kannan et al., 2004). Enkel in Italië werd een lager gemiddelde gemeten (< 3 ng/ml, Kannan et al., 2004). Voor de andere componenten is de beschikbare literatuur beperkt. De huidige range van PFHxS (0,04–8,08 ng/ml) ligt hoger dan de eerder gepupliceerde data uit België (<1-1,4 89
ng/ml; Kannan et al., 2004), Italië (1,3-2,1 ng/ml; Kannan et al., 2004) en Duitsland (<0,1-5,4 ng/ml; Hölzer et al., 2008). De huidige PFHxS-range ligt wel lager dan deze teruggevonden in 2 Zweedse studies (0,4-28,4 ng/ml; Kärrman et al., 2006a en 1,8-11,8 Kärrman et al., 2007) en dan de studie uitgevoerd in Italië (0,65-20,0 ng/ml; Ericson et al., 2007). De huidige mediaan van PFHxS (0,98 ng/ml) is vergelijkbaar met de medianen die werden teruggevonden in de studie van Kannan et al. (2004) van respectievelijk <1 en 1,2 ng/ml voor mannen (n=16) en vrouwen (n=4) uit België. De medianen die werden teruggevonden in in Zweden ( 1,5 ng/ml; Kärrman et al., 2006a 4,0 ng/ml en Kärrman et al., 2007), Spanje ( 2,92 ng/ml; Ericson et al., 2007) zijn hoger dan de mediaan uit de huidige studie (0,98 ng/ml). De PFHxA-concentraties in de huidige studie variëren tussen 0,01 en 0,14 ng/ml. In de Zweedse studie van Kärrman et al. (2006a) lag de range hoger (<0,1 en 1,6 ng/ml). Verder zijn er geen Europese studies beschikbaar waarin deze component werd gemeten. Ook voor PFNA en PFDA zijn er slechts twee Europese studies om de data te vergelijken, beide uitgevoerd in Zweden. Voor respectievelijk PFNA en PFDA bedroeg de range in de huidige studie 1,13-3,17 ng/ml en 1,05-3,98 ng/ml. Voor PFNA en PFDA werden in Zweden respectievelijk ranges teruggevonden van <0,1-2,5 ng/ml en <0,1-1,8 ng/ml (Kärrman et al., 2007). De huidige concentraties ligger dus hoger dan deze gemeten in de Zweedse studies. Binnen het kader van dit project werden eveneens moedermelkstalen geanalyseerd op de aanwezigheid van PFCs. De moedermelkstalen die hiervoor gebruikt werden zijn resterende stalen van de 4e WHO-moedermelkcampagne (POP’s in moedermelk: Belgische resultaten anno 2006) uitgevoerd in opdracht van de Nationale Cel Leefmilieu en Gezondheid. Uit de tien Belgische provincies en Brussels Hoofdstedelijk Gewest werden moedermelkstalen verzameld en deze werden verdeeld in twee groepen op basis van de leeftijd van de moeders (groep 1: 18-26 jaar, groep 2: 27-30 jaar). Hierdoor werden uiteindelijk 22 mengstalen verkregen. In tabel 24 wordt een overzicht gegeven van het aantal individuen waaruit de mengstalen zijn samengsteld.
90
Tabel 24: Overzicht van het aantal individuele moedermelkstalen waaruit de mengstalen zijn samengesteld voor 11 provincies. Groep 1 Groep 2 18-26 27-30 Provincie jaar jaar Antwerpen 14 12 Oost VL 7 13 West Vl 7 6 Limburg 3 6 Vl Brabant 6 9 W Brabant 3 6 Luxemburg 4 3 Namen 6 1 Luik 7 10 Henegouwen 16 7 Brussel 7 10
Tabel 25: Resultaten moedermelkstalen in ng/ml van 11 Belgische provincies en 2 leeftijdsgroepen van de moeders; groep 1: 18-26 jaar; groep 2: 27-30 jaar. Gebied Antwerpen Antwerpen Oost VL Oost VL West Vl West Vl Limburg Limburg Vl Brabant Vl Brabant W Brabant W Brabant Luxemburg Luxemburg Namen Namen Luik Luik Henegouwen Henegouwen Brussel Brussel
leeftijd 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2
PFOS <0,41 <0,41 <0,41 <0,41 <0,41 <0,41 7,41 7,89 10,87 9,22 8,50 28,21 <0,41 6,88 8,81 <0,41 3,08 <0,41 3,24 2,79 3,14 <0,41
PFOA 0,42 <0,26 <0,26 <0,26 <0,26 <0,26 0,82 0,44 0,76 0,48 0,40 0,46 <0,26 0,27 <0,26 <0,26 0,29 <0,26 0,32 <0,26 3,52 0,41
PFNA 0,10 0,16 0,09 <0,08 <0,08 0,09 0,08 <0,08 0,17 <0,08 0,17 0,13 <0,08 0,16 <0,08 <0,08 0,15 <0,08 0,19 <0,08 0,10 0,11
PFBS <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 0,20 0,21 0,09 0,23 0,10 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02
PFHxS <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 4,31 2,95 5,28 3,74 4,00 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47 <1,47
PFHxA 0,02 <0,01 0,02 0,01 <0,01 0,01 0,30 0,31 0,31 0,31 0,37 0,06 <0,01 0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 0,04 <0,01 0,03 0,01
PFDA 0,08 0,14 0,10 0,27 0,13 <0,02 0,34 <0,02 <0,02 0,23 0,13 <0,02 0,43 0,16 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02
Van de gemeten perfluorverbindingen lag enkel PFBA in alle stalen onder de kwantificatielimiet
(0,21
ng/ml).
De
hoogste
concentratie
van
alle
gemeten
perfluorverbindingen bedroeg 28 ng/ml voor PFOS. Deze PFOS concentratie werd gemeten in de moedermelk van de moeders uit de hogere leeftijdscategorie (27-30 jaar) in Waals Brabant. 91
Ook PFHxS werd in relatief hogere concentraties teruggevonden in vergelijking met de andere componenten. Zo werd in het moedermelkstaal van Vlaams Brabant van de moeders uit de lagere leeftijdscategorie (18-26 jaar) een PFHxS concentratie gemeten van 5,28 ng/ml. De PFOA-, PFNA-, PFHxA- en PFDA-concentraties liggen steeds onder 1 ng/ml met de uitzondering van het moedermelkstaal van Brussel (leeftijd moeders: 18-26 jaar) waar 3,14 ng/ml werd gemeten voor PFOA. In tabel 26 wordt een overzicht gegeven van het bereik en de mediaan per component. Zowel de mediaan (2,9 ng/ml) als het gemiddelde (8,34 ng/ml) van PFOS is hoger dan de andere componenten. Het tweede hoogste gemiddelde (4,06 ng/ml) is voor PFHxS, de tweede hoogste mediaan is deze van PFOA (0,3 ng/ml). Voor de andere componenten (PFNA, PFBS, PFHxA en PFDA) liggen zowel de mediaan als het gemiddelde onder 1 ng/ml.
Tabel 26: De mediaan, het gemiddelde en het bereik van de verschillende perfluorcomponenten gemeten in de moedermelkstalen van de 11 Belgische provincies. ng/ml Bereik Mediaan gemiddelde totaal
PFOS <0,4-28 2,9 8,34 <0,4-28 (2,9))
PFOA <0,3-3,5 0,3 0,71 <0,3-3,5 (0,3))
PFNA <0,08-0,2 0,09 0,13 <0,08-0,2 (0,09)
PFBS <0,01-0,2 <0,01 0,12 <0,01-0,2 (<1,4)
PFHxS <1,4-5,3 <1,4 4,06 <1,4-5,3 (<1,4)
PFHxA <0,01-0,4 0,01 0,12 <0,01-0,4 (0,04)
PFDA <0,02 <0,02 0,20 <0,02
Met behulp van een niet-parametrische t-test (Mann-Withney U test) werd nagegaan of er significante verschillen in concentraties van de componenten tussen de jonge en oudere moeders werden gemeten. Voor geen van de componenten konden significante verschillen worden aangetoond. Indien de huidige resultaten vergeleken worden met de eerste PFC-resultaten van de 4e WHOmoedermelkcampagne (tabel 21) kan gesteld worden dat voor PFOS de huidige minimum (<0,4 ng/ml) en maximum (28 ng/ml) concentratie respectievelijk lager en hoger zijn dan de eerste meetresultaten (min.: 0,77 ng/ml en max.: 1,12 ng/ml). Voor PFOA variëren de huidige concentraties tussen <0,3 en 3,5 ng/ml terwijl in 2006 alle waarden onder 1,8 ng/ml lagen. Bij de vergelijking is het belangrijk op te merken dat er geen gegevens over de 3 mengstalen geanalyseerd in 2006 beschikbaar zijn. Niet over de samenstelling ervan (leeftijdscategorie, aantal individuen, regio’s) noch over recoveries of over details van de extractieprocedure. Deze opmerkingen in acht genomen, maakt het moeilijk om deze resultaten te vergelijken.
92
De literatuur over PFC-concentraties in moedermelk in andere Europese landen is beperkt. De huidige PFOS en PFOA mediaan van respectievelijk 2,9 ng/ml en 0,28 ng/ml liggen hoger dan deze gemeten in Zweden (0,17 ng/ml en
Een overzicht van PFC-concentraties in humaan bloed, serum en plasma wordt weergegeven in tabel 27. Validatie studies hebben aangetoond dat serum en plasma stalen gelijkaardige resultaten geven voor PFOS-, PFOA- en PFHxS-concentraties (Ehresman et al., 2007). Over de vergelijking met bloed bestaan nog enkele discussies. Ehresman et al. (2007) vond een ratio van 2,3 tussen plasma en bloed voor PFOS. Voor PFOA bedroeg deze ratio 2 en voor PFHxS van 2,4 tot 2,1 (afhankelijk van het anticoagulatie middel dat gebruikt werd). Deze resultaten zijn in tegenspraak met de waarnemingen van Kärrman et al. (2007). Zij vonden een plasma tot bloed ratio van 1,2 (PFHxS), 1,4 (PFOA), 1,2 (PFOS), 1,0 (PFNA) en 0,2 voor PFOSA. In de meeste studies werden verschillen in PFOS-concentratie geobserveerd waarbij de hogere concentraties werden teruggevonden in serum van mannen (Corsolini & Kannan, 2004; Harada et al., 2004; Midash et al., 2006; Kärrman et al., 2006b; Fromme et al., 2007a; Calafat et al., 2007; Hölzer et al., 2008). Toch word deze waarneming in andere studies niet
93
bevestigd (Olsen et al., 2003, 2004; Kannan et al., 2004; Kubwabo et al., 2004; Kärrman et al., 2004). Een gelachtsgerelateerd verschil werd ook voor PFOA waargenomen in verschillende studies (Midasch et al., 2006; Kärrman et al., 2006b; Fromme et al., 2007a; Calafat et al., 2007; Hölzer et al., 2008). Uit laboratoriumproeven met dieren is gebleken dat PFCs via de placenta kunnen worden doorgegeven aan de foetus (Hinderliter et al., 2005). De resultaten van de studies die PFCs geanalyseerd hebben in navelstrengbloed zijn opgesomd in tabel 27. In tabel 28 wordt een overzicht gegeven van het beperkt aantal studies waar moedermelk werd geanalyseerd. Tabel 27: PFC-concentraties (ng/ml) in humaan bloed, serum en plasma in verschillende Europese en niet Europese landen. Plaats Stad, land
Bloed Cartagena, Columbia
n
leeftijd
n vr/ n m
56 25 vr 31 m
Rio Grande, Brazilië
Gdansk, Polen
Kuala Lumpur, Malesië
Daegu, Korea
Hokkaido, Japan Baai van Tokyo, Japan Shenyang, China
17 vr 10 m 25 15 vr 10 m 23 7 vr 16 m 50 25 vr 25 m 15 10 85 43 vr
minmax
jaar staalname
20-29
2003
18-74
2003
35-58
2003
21-64
2004
15-95
2003
17-37 vr
2003
23-44 7-66
2002 2004
Zweden
12 vr 66
a
PFOA
PFHxS
min-max
min-max
min-max
mediaan
mediaan
mediaan
4,6-14 7,3 8,1
3,7-12,2 < 0,4-0,9 5,6 0,2 5,9 0,2 <0,64,3-35 < 20 15,3 8,4 < 20 2,2 12,7 < 20 0,8 16-116 9,7-40 0,5-2,6 33,8 23,2 1,2 40,9 18,4 1,2 6,2-18,8 <10 1,2-6,8 12,7 <10 2,3 13,1 <10 1,4 3,0-92 < 15-256 0,9-20 11,3 30,9 2,9 21,7 26,8 4,1 4,9-17,6 / 2,4-14
0,5-2,3 / /
Referentie
Kannan et al., 2004
Kannan et al., 2004
Kannan et al., 2004
Kannan et al., 2004
Kannan et al., 2004
/
Inoue et al., 2004
< 1-1
Taniyasu et al., 2003 Yeung et al., 2006
170c 142c
42 m
Zweden
PFOS
22-33 19-75
2004 2004
94
8,2-48,0
2,4-5,3
1,8-11,8
18,7
3,8
4,0
8,2-48,0
2,4-5,3
Kärrman et al., 2007
1,8-11,8 Kärrman et al., 2006a
26 vra (100) 40 ma (100) Catalonia, Spanje
46-75
16,9
2,1
1,2
19-46
17,7
2,7
1,7 0,6520,0 2,92
48 24vr/24m
20-60
2006
0,8-16,2 7,6
0,8-3,1 1,65
356 167 vr 188 m
14-67
2005
0,5-19,1 4,8 5,7
Fromme et al., 2007a
Duitsland
105
5-84
20032004
2,1-55,0 10,9 13,7 6,2130,7 22,3
1,7-39,3 6,8
Midasch et. al, 2006
België
20
19-63
19982000
4,5-27 17,2
< 1-13 4,1
19972000
33 ± 20
/
Kärrman et al., 2007
19972000
14 ± 6
/
Kärrman et al., 2007
4,9-22,2 17c 39-61 53c 32-45,6 37c
/
/
3M Company, 2003
/
/
3M Company, 2003
Plasma Bavaria, Duitsland
Zweden
17a 7 vra (100) 10 ma (100)
Kannan et al., 2004
46-75 19-46
13a 7 vra (100) 6 ma (100)
26-45
Serum België
6a(10)
/
1999
Nederland
5a(30)
/
1999
Duitsland
6a(30)
/
1999
Zweden
108 vr
Z.-O. Amerika
1562
12->60
19902002
Shenyang, China
15
/
1987
Shenyang, China
33
/
1990
Shenyang, China
68 32 vr 36 m
33c 31c 35c
1999
Engeland
< 1-1,4 1,3
Ericson et al., 2007
28-40
2001
95
3M Company, 2003 Holmström et al., 2005
6,0-130 36c 13,856,6 30,2 0,010,26 0,03 0,01-0,1 0,03
0,8-10 4c 2,8-23,7 5,1 0,010,43 0,08 0,01-3,4 0,05
<0,3-3,1 2,1
Calafat et al., 2006
/
Jin et al., 2007
/
Jin et al., 2007
0,0127,2 2,4 3,2
0,04-6,5 0,78 0,88
/
Jin et al., 2007
Shenyang, China
119 83 vr 36 m
Michigan, Amerika
75 46 vr 29 m 50 8 vr
Siena, Italië
28,9c 29,2c 28,5c
2002
2000
20-59
2001
42 m
0,24-145 31,4 8,3
<1,3-124 28,9 26,2 < 1-10,3 3,5 4,2
Coimbatore, India
45 11 vr 34 m
17-48
2000
<1-3,1 2,5 1,3
Yokohama, Japan
30 11 vr 19 m
23-66
2002
4,1-40,3 18,3 12,4 12,729,5 20,8 19-41 27
20022003
Australië Baai van Tokyo, Japan
Japan
3
22-44
205 103 vr 97 m
/ 37 ± 10 39 ± 11
2002 20032004
3,4-92,2 11,7 18,3
0,2459,8 4,9
/
Jin et al., 2007
1,6
<1,314,7 4,4 4,4 <3 <4 <5 <3-3,5 <3 3,5 < 6,812,3 12,3
<6,8 5,0-9,9 7,6 /
<1,313,6 2,2 2,9 <1-1,4 1,3
Kannan et al., 2004
Kannan et al., 2004
1,7
<1-2,9 1,6 1,6 < 2,6 7,6 3,3 3,7
Kannan et al., 2004
Kannan et al., 2004
2,7-19,0 Kärrman et al., 2006b 6,2 < 2,7 Taniyasu et al., 2003
0,4-25,5 4,4 4,6
/
Harade et al., 2007
n: aantal; a: gepoolde stalen (aantal individuen per mengstaal); c: gemiddelde waarde; m; mannen; vr; vrouwen; niet bekend of niet gemeten. Tabel 28: PFC-concentraties (ng/ml) in moedermelk Plaats
staalname
PFOS
PFOA <0,210,49
PFDA
PFBS
PFHxS
<0,010,2
0,020,05 0,0040,100 <0,0010,06
PFNA
Referentie
<0,005
Kärrman et al., 2007
moedermelk Uppsala, Zweden
1996-2004
Zhousan, China Massachusetts, Amerika
2004 2004
0,060,470 0,050,36 <0,030,6
Hongarije HongarijeDuitsland
1996-1997 1996-1997, 2006
0,10-0,6 <0,20,46 <0,2-0,46
Germany
2006
0,03-0,3
0,05-0,21 <0,07<0,03-0,2 0,11
96
So et al., 2006
<0,050,02
Tao et al., 2008 Völkel et al., 2008 Völkel et al., 2008 Völkel et al., 2008
3.3.2.4. Binnenhuisstofconcentraties
Tot op heden werden er nog geen PFC-concentraties in binnenhuisstof in Vlaanderen gepubliceerd. Ook de gegevens van andere landen zijn zeer beperkt (tabel 29). Moriwaki et al. (2003) hebben PFOS-concentraties van 11 tot 2500 ng/g (min. en max) gemeten in het stof uit stofzuigers in 16 Japanse woningen. De PFOA-concentraties varieërden van 70 tot 3700 ng/g stof (min. en max.). Ook in Ottawa (Canada) zijn mediane PFOS- en PFOA-concentraties gedetecteerd van respectievelijk 38 ng/g en 20 ng/g. De hoogste concentraties treft men aan in woningen waar tapijten aanwezig zijn (Kubwabo et al., 2005). In Ohio en North Carolina werden PFOS (760 ng/g), PFOA (290 ng/g), PFHxS (870 ng/g), PFHxA (120 ng/g) en PFHpA (110 ng/g) gemeten in binnenhuisstof (Strynar en Lindstrom, 2008). Deze concentraties zijn de maxima die werden teruggevonden. Er zijn 3 artikels gepubliceerd over PFC-concentraties in binnenhuisstof in Europa. Fromme et al. (2008) hebben 12 stofstalen geanalyseerd van 12 Duitse woningen. De PFOAconcentratie ligt tussen 3 en 342 ng/g. De PFOS-concentraties lagen iets lager nl. 2 tot 141 ng/g. In de studie uitgevoerd in het Zweden werden 10 huizen, 10 kantoren, 38 appartementen en 5 auto’s bemonsterd (Björklund et al., 2009). De mediane PFOS-concentraties bedroegen respectievelijk 39, 110, 85 en 12 ng/g. Voor PFOA werden mediane concentraties van 54, 93, 70 en 33 ng/g bekomen. Goosey et al. (2008) hebben stofstalen geanalyseerd uit een basisschool en in een kinderdagverblijf in Engeland. Hierin werden de tot nog toe hoogste Europese gehalten teruggevonden, namelijk 85 - 3700 ng/g (mediaan 1200 ng/g) voor PFOS en 220-640 ng/g (mediaan 220 ng/g) voor PFOA. Tabel 29: Mediaan, minimum en maximum concentrations in ng/g voor PFOS, PFOA en PFHxS in binnenhuisstof.
________________________________________________________________________ Referentie, PFOS PFOA PFHxS Locatie staalname, (n) ________________________________________________________________________ Moriwake et al., 2003 mediaan 24.5 165 / Japan (16) min 11 69 / max 2500 3700 / Kubwabo et al., 2005 Canada (67)
mediaan min max
37.8 2.3 5065
19.7 1.2 1234
23.1 2.3 4305
Nakata et al., 2007 Japan (7)
mediaan min max
7 41
18 89
/ / /
Strynar and Lindstorm, 2008
mediaan
201
142
45.5
97
Noord Amerika (102, 10a)
min max
< 8.9 12100
<10.2 1960
12.9 35700
Fromme et al., 2008 Duitsland (12)
mediaan min max
16 3 342
11 2 141
/ / /
Björklund et al., 2009 Zweden (10 huizen)
mediaan min max
39 15 120
54 15 98
/ / /
Björklund et al., 2009 Zweden (38 appartementen)
mediaan min max
85 8b 1100
93 17 850
/ / /
Björklund et al., 2009 Zweden (10 kantoren)
mediaan min max
110 29 490
70 14 510
/ / /
Björklund et al., 2009 Zweden (5 auto’s)
mediaan min max
12 8b 33
33 12 96
/ / /
Goosey et al., 2008 UK (niet gekend)c
mediaan 1200 220 / min 85 42 / max 3700 640 / ______________________________________________________________________
a
day care centers; / : niet geanalyzeerd; b LOQ/ √2; c basisschool en in een kinderdagverblijf
3.3.2.5. Concentraties in luchtfilterstalen
In tabel 30 wordt een overgezicht gegeven van PFOS- en PFOA-concentraties in luchtfilterstalen. Uit de onderzoeken uitgevoerd in Japan kan men afleiden dat de concentraties in stedelijke gebieden hoger zijn dan in landelijke gebieden (Sasaki et al., 2003; Harada et al., 2005). Ook in Europa is er een verschil in concentraties tussen stedelijke en landelijke gebieden. De hoge concentraties die werden gemeten in Hazelrigg kunnen verklaard worden door een nabij gelegen perfluorchemisch bedrijf (Barber et al., 2007).
98
Tabel 30: Overzicht perfluor concentraties in verscheidene literatuurstudies aGas en vaste fase, b vaste fase en c gas fase
Gemiddelde (pg/m³) PFOS 5,3 (2,3–22) 0,6 (0,1–2,1) 5,6 (2,5–9,8) 0,7 (0,5–1,2) 2,9 2,2 6,8 5,9a 6,4 (< LOD-8.0) <45 1,6 46 7,1 1,0 <1,8 7,3 (3,6–15,7) 4,3 (0,9–8,9) 0,6b (0,4–1,2) 1,7c (0,9–3,0) PFOA 372 (72–919) 2,0 (1,6–2,6) 15,2 205 320 1,4a 522 101 341 16 1,5 8,9 2,0 (0,8–4,2) 3,2 (1,9–6,5)
Plaats
tijdstip staalname
Referentie
stedelijk, Japan landelijk, Japan stedelijk, Japan landelijk, Japan stedelijk, Japan landelijk, Japan autosnelweg, Japan Arctisch gebied, Canada Meer van Erie & Ontario, Amerika Hazelrigg, Engeland Hazelrigg, Engeland Manchester, Engeland Manchester, Engeland Kjeller, Noorwegen Mace Head, Ierland Wako City, Japan Wako City, Japan Albany, New York, Amerika Albany, New York, Amerika
2001-2002 2001-2002 2001-2003 2001-2003 2005 2005 2005 2004 2003
Sasaki et al., 2003 Sasaki et al., 2003 Harada et al., 2005 Harada et al., 2005 Harada et al., 2006 Harada et al., 2006 Harada et al., 2006 Stock et al., 2007 Boulanger et al., 2005
2005–2006 (lente) 2005–2006 (winter) 2005-2006 (lente) 2005-2006 (winter) 2005 2006 2006 (juli) 2006 (december) 2006 (zomer)
Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Sugita et al., 2007 Sugita et al., 2007 Kim & Kannan, 2007
2006 (zomer)
Kim & Kannan, 2007
2001-2003 2001-2003 2005 2005 2005 2004 2005–2006 (lente) 2005–2006 (winter) 2005-2006 (lente) 2005-2006 (winter) 2005 2006 2006 (zomer)
Harada et al., 2005 Harada et al., 2005 Harada et al., 2006 Harada et al., 2006 Harada et al., 2006 Stock et al., 2007 Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Barber et al., 2007 Kim & Kannan, 2007
2006 (zomer)
Kim & Kannan, 2007
stedelijk, Japan landelijk, Japan stedelijk, Japan landelijk, Japan autosnelweg, Japan Arctisch gebied, Canada Hazelrigg, Engeland Hazelrigg, Engeland Manchester, Engeland Manchester, Engeland Kjeller, Noorwegen Mace Head, Ierland Albany, New York, Amerika Albany, New York, Amerika
3.3.2.6. PFCs in voedsel
In Vlaanderen werden er nog geen studies uitgevoerd over de aanwezigheid van PFCs in voedsel. Tot op heden werden er enkel gegevens gerapporteerd van voedsel in Canada (Tittlemier et al., 2007) en Engeland (Food Standards Agency: UK dietary intakes, 2006). In
99
de Canadese studie werden volgende voedselitems geanalyseerd: vis, zeevruchten, vlees, gevogelte, diepvrieshapjes, fast food en microgolf-popcorn. Hierin werden PFHpA, PFOA, PFNA, PFOS, PFDA, PFUA, PFDoA, PFDA, en PFTeDA gemeten. Uit de resultaten bleek dat PFOS en PFOA de dominante perfluorverbindingen waren. De PFOS-concentratie varieerde tussen <0,6 en 2,7 ng/g. De PFOA-concentratie tussen < 0,5 en 3,6. ng/g. De hoogste concentratie die werd gemeten is deze van PFNA in rundssteak en bedroeg 4,5 ng/g natgewicht.
In de studie die uitgevoerd werd in Engeland werd PFOS gedetecteerd in
aardappelen, groenten uit blik, eieren, suikers en blikvoeding. PFOA werd enkel teruggevonden in aardappelen. De gemiddelde PFOS-concentraties lagen tussen <0,5 en 10 ng/g natgewicht. De maximale PFOA-concentratie bedroeg 1 ± 0,2 ng/g in aardappelen. In Tarragona County (Spanje) werden 36 voedselstalen uit lokale winkels geanalyseerd. De hoogste concentratie van PFOS die werd teruggevonden bedroeg 0,84 ng/g vers gewicht (Ericson et al., 2008). In Duitsland werden gehomogeniseerde volledige maaltijden (vloeibare en/of vaste) onderzocht op aanwezigheid van perfluorverbindingen. De maximale geobserveerde concentratie in deze studie was 118 ng/g vers gewicht PFOA maar de meeste concentraties bedroegen minder dan 0,1 ng/g vers gewicht (Fromme et al., 2007b,c).
100
3.4. Fase 3. Aanzet tot de identificatie van de verschillende blootstellingsroutes van gebromeerde brandvertragers en perfluorverbindingen voor de Vlaamse bevolking Wat de statistische verwerking van de resultaten van de voedselstalen betreft moeten we zeer omzichtig te werk gaan. Binnen de huidige studie kon slechts een beperkt aantal stalen bemonsterd en geanalyseerd worden. Statistische vergelijking tussen afzonderlijke voedselitems (bijvoorbeeld sla) van klassiek en van biologische teelt is daarom niet mogelijk omwille van het beperkt aantal replicaten. Per voedselsoort en per teeltwijze werden immers maar 3 stalen bemonsterd. Met behulp van een gepaarde t-test (Wilcoxon matched pair test) kan wel voor de mediaan en maximaal gemeten waarden van de verschillende componenten voor alle voedselsoorten tegelijk (14 in totaal) worden nagegaan of er significante verschillen zijn
tussen
biologisch
geteelde
en
niet-biologisch
geteelde
voeding.
Wat
de
perfluorverbindingen betreft is er echter voor een aantal matrices nog grote onzekerheid over de representativiteit van de analyseresultaten. In een aantal gevallen/matrices was tijdens de ringtest de variatie in gemeten gehaltes in verschillende extracties van hetzelfde staal hoog tot zeer hoog te noemen (zie fase 1). Hierdoor kunnen we wat de PFCs betreft geen harde besluiten trekken wat de verschillen tussen bio en niet-bio betreft en zijn de statistische resultaten louter indicatief. Wat de stofstalen betreft, waren de resultaten van de ringtest (fase 1) wel bevredigend. Conclusies op basis van de statistiek zijn daarom voor zowel vlamvertragers als perfluorverbindingen betrouwbaar. Voor stofstalen werden op basis van de vragenlijsten ingevuld tijdens de stofopnames de huizen op twee verschillende manieren gegroepeerd in een klein aantal groepen en werd dan met behulp van statistische testen nagegaan of er significante verschillen zijn. In de eerste plaats werd een onderscheid gemaakt tussen woningen met veel, gemiddeld en weinig of geen tapijten en gordijnen.
Deze indeling kon uitsluitend subjectief gebeuren vermits de
oppervlakte aan tapijten of hoveelheid gordijnen niet gekwantificeerd werd. Een tweede opdeling van alle huizen gebeurde op basis van de aanwezige electronische apparatuur. Dit kon op een objectievere manier gebeuren vermits er informatie beschikbaar was over het aantal apparaten. De vragenlijst omvat de aanwezigheid van huishoudelijke apparaten en toestellen zoals televisietoestel, computers (draagbaar en vast), printer, stereo, DVD/video, klokradio, microgolfoven, broodrooster, koffiezet, spelcomputer, broodmachine, zonnebank, keyboard en electrische verwarmingstoestellen. Huishoudelijke toestellen zoals ijskast en diepvries werden niet in de berekening opgenomen omdat ze in elke woning aanwezig waren. De som van toestellen in de verschillende woningen, vertoont een gaussiaanse distributie, 101
zonder de aanwezigheid van outliers. Dit stelt ons in staat de woningen in drie groepen onder te verdelen nl. veel (25% woningen), gemiddeld (50% woningen) en weinig (25% woningen) electronische toestellen. De eerste groep bevat meer dan 12 toestellen, de tweede groep tussen 8 en 12 toestellen en de derde groep bevat minder dan 8 toestellen. Tenslotte werden ook drie groepen gemaakt met een combinatie van electronische apparaten en tapijten/gordijnen: (1) veel van beide; (2) gemiddeld van beide of (3) weinig van beide. Bij deze combinatie waren de aantallen echter klein (n=4, 12 en 4 respectievelijk).
Met behulp van een niet-
parametrische ANOVA (Kruskal Wallis test) werd er nagegaan of er statistisch significante verschillen aantoonbaar waren in de componentconcentraties tussen de drie groepen. Bijkomend werd nagegaan of de extremen significant van elkaar verschilden; namelijk woningen met veel versus woningen met weinig gordijnen-tapijten en/of electronische apparaten. Dit werd dan steeds twee aan twee vergeleken met behulp van een nietparametrische t-test (Mann-Withney U test). 3.4.1. Partim 1: Gebromeerde vlamvertragers In volgende paragraaf zal een overzicht gegeven worden van de analyse van zowel de voedingsstalen als de stofstalen die in het kader van dit project verzameld werden. De aanwezigheid van BDE-congeneren zal besproken worden voor de som tri-hepta congeneren afzonderlijk van BDE 209. De reden hiervoor is de aanwezigheid ervan in de blanco’s en de lage gevoeligheid, die aldus de LOQ beïnvloedt. Door deze congeneer afzonderlijk te bespreken, bekomen we een veel lagere detectielimiet voor de andere congeneren. Er zal een korte bespreking gegeven worden van de BDE- en HBCD-profielen in de verschillende stalen, waarna een vergelijking met buitenlandse waarden wordt gegeven. Kort vermelden we hieronder hoe de data-analyse werd uitgevoerd. - LOQ (limit of quantification) werd berekend als 3* de standaarddeviatie van de gemiddelde blancowaarde, gecorrigeerd voor de gemiddelde hoeveelheid staal die telkens werd afgewogen. Per batch stalen worden steeds blancostalen meegenomen, ter correctie van contaminatie van buitenaf, waarop de LOQ-waarde gebaseerd wordt. Concentraties vermeld als ‘< x’, liggen onder de berekende LOQ-waarde, en kunnen niet met voldoende zekerheid gekwantificeerd worden. Let wel op: blancowaarden zijn variabel per analysebatch. Verschil in LOQ’s valt dus te herleiden tot verschil in blancowaarden tussen de verschillende analysebatchen. Een hogere LOQ waarde duidt op hogere blancowaarden met als gevolg een
102
hogere concentratie waaronder we niets kunnen kwantificeren. Dit houdt geen verband met de eventuele aanwezige concentraties in stalen LOQ, vervangen worden door een hogere waarde.
3.4.1.1. Voeding
Hieronder wordt een overzicht gegeven van de verkregen resultaten (tabel 31). Deze resultaten werden voor PBDEs, zoals eerder vermeld, opgesplitst in Σtri-hepta congeneren enerzijds en de bespreking van BDE209 anderzijds. Deze opsplitsing werd zowel toegepast voor stalen van biologische oorsprong als voor diegene van klassieke oorsprong. Per categorie (groenten, vlees, vis,…) wordt een korte bespreking van de reslutaten gegeven en vergeleken met buitenlandse waarden. We merken op dat het beperkt aantal stalen per categorie een statistische vergelijking tussen biologische en klassieke teelt verhindert. Vis- en stofstalen worden afzonderlijk besproken daar hun oorsprong niet volgens klassieke of biologische oorsprong kan ingedeeld worden. Gezien weinig wetenschappelijke studies rapporteren over de aanwezigheid van BFRs in voedingsstalen is een correcte vergelijking met de absolute resultaten verkregen in het kader van huidige studie niet altijd mogelijk. Onderstaande vergelijking is bijgevolg een eerste ruwe inschatting. 3.4.1.1.1. Groenten en fruit De mediane waarden voor Σtri-hepta BDEs in alle groenten- en fruitstalen liggen tussen 0,4 – 12 pg/g versgewicht. Dit is licht hoger in vergelijking met Spaanse waarden (Bocio et al., 2003 en Gomara et al., 2006) waar voor groenten een totale PBDE-inhoud van 8 pg/g versgewicht en voor fruit 6 pg/g versgewicht gerapporteerd werden. Mediane concentratie van BDE 209 ligt onder LOQ in alle biologische stalen. Enkel in appel, witloof en sla van klassieke oorsprong kon BDE 209 boven LOQ waargenomen worden. De mediane waarden reiken tussen 41 en 62 pg/ g versgewicht, wat hoger is dan de som tri-hepta congeneren. BDE 209 werd niet afzonderlijk gerapporteerd in fruit en/of groenten in buitenlandse literatuur, wat vergelijken onmogelijk maakt. Wanneer BDE 209 gedetecteerd kan worden, lijkt hij de meest belangrijke congeneer. Mediane waarden voor ΣHBCDs in groenten en fruit liggen in alle 103
stalen beneden de kwantificatielimiet, zowel voor klassieke als voor biologische teelt. In enkele replicaten, o.a. van prei, sla, tomaat en appel werden wel HBCD gehaltes gedetecteerd. Tabel 31: Overzicht PBDE en HBCD concentraties in verscheidene staalsoorten (n=3) Tri-hepta
BDEs
is
de
Groenten (pg/g ww) ui
som
van
BDE
47,
99,
Tri-hepta BDEs klassiek biologisch Range (mediaan) 2-5 0,4-1 (3) (0,4)
100,
154,
153,
BDE 209 klassiek biologisch Range (mediaan) <41 <41 (<41) (<41)
183,
197,
196
en
20
Som HBCDs klassiek biologisch Range (mediaan) <6 <6 (<6) (<6)
wortel
2-6 (2)
0,4-15 (5)
<41-121 (<41)
<41-151 (<41)
<6 (<6)
prei
2-4 (3)
2-8 (5)
<41 (<41)
<41-200 (<41)
<6 (<6)
sla
4-10 (6)
0,4-2 (0,8)
<41-56 (41)
<41 (<41)
<6-24 (<6)
2-13 (12)
0,4-6 (0,4)
<41 (<41)
<41 (<41)
<6-11 (<6)
aardappel
4-5 (4)
0,6-8 (6)
<41-41 (<41)
<41 (<41)
<6 (<6)
witloof
1 (1)
2-5 (4)
44-139 (62)
<41 (<41)
<6 (<6)
appel
0,4-30 (8)
2-8 (3)
<41-91 (53)
<41 (<41)
<6 (<6)
Tarwe
56-76 (66)
31-32 (31)
< 2400
< 2400
< 130
8-125 (26)
4-64 (4)
<41-195 (102)
<41 (<41)
<6 (<6)
2-22 (2)
Vlees (pg/g lw) kip (vet % klassiek 1%, biologisch 12%)
133-934 (371)
149-578 (364)
<41 (<41)
<9 (<9)
<139-666 (<139)
rund (vet % klassiek 1%, biologisch 2%)
64-4936 (64)
918-3182 (2318)
<41 (<41)
<9 (<9)
<139-4191 (<139)
varken (vet % klassiek 6%, biologisch 3%)
70-578 (329)
686-2685 (1302)
<41 (<41)
<9-120 (<9)
<139 (<139)
<400 (<400) 400-6000 (900) <400-600 (<400)
Melk (pg/g lw) koemelk (vet % klassiek 16%, biologisch 16%)
150-250 (227)
9-30 (29)
<3200-3300 (<3200)
<3200 (<3200)
<147-200 (<147)
tomaat
Eieren (pg/g lw) ei (vet % klassiek 13%, biologisch 18%)
104
<6 (<6) <6-7 (<6) <6 (<6) <6-24 (<6) <6 (<6) <6 (<6) <6-16 (<6) < 130
<147 (<147)
3.4.1.1.2. Eieren Alle resultaten werden gecorrigeerd voor het vetpercentage in de stalen. De concentraties voor tri-hepta BDEs in kippeneieren liggen tussen 4 en 125 pg/g vetgewicht (mediaan 4 en 26 voor respectievelijk biologisch en klassiek). BDE 209 concentraties varieren van <41 tot 195 pg/g vetgewicht. Concentratie van Σtri-hepta congeneren in eieren van zowel klassieke als biologische teelt liggen lager dan deze gerapporteerd in andere studies, met een gemiddelde Spaanse waarde van 530 pg/g vetgewicht (Bocio et al., 2003 en Gomara et al., 2006) en een gemiddelde Belgische waarde van 1000 pg/g vetgewicht (Voorspoels et al. 2005). Voor HBCD varieert de concentratie van 2-22 pg/g vetgewicht. 3.4.1.1.3. Vlees Zowel wat betreft de klassieke als de biologische stalen, worden in vleesstalen de hoogste PBDE-concentraties gevonden. Σtri-hepta congeneren in de gemeten vleesstalen liggen tot tweemaal hoger dan eerder gerapporteerde in Spanje (250 – 597 pg/ vetgewicht (Bocio et al., 2003 en Gomara et al., 2006). Mediane BDE 209 waarden liggen in alle stalen beneden de kwantificatielimiet. Hetzelfde geldt voor de ΣHBCD behalve in rundstalen van biologische oorsprong. 3.4.1.1.4. Koemelk Tri-hepta-BDEs concentraties in koemelk liggen lager dan studies in Spanje met 630 pg/g vetgewicht (Bocio et al., 2003 en Gomara et al., 2006). Mediane waarden voor BDE 209 en ΣHBCDs liggen onder LOQ voor zowel melk van klassieke als biologische oorsprong. Algemeen kan besloten worden dat voor deze stalen, tri-hepta congeneren verantwoordelijk zijn voor de meeste contaminatie. BDE 209 en ΣHBCD liggen in de meeste stalen beneden de kwantificatielimiet. “Vlees” (zowel kip, rund als varken) lijkt de meeste gecontamineerde voedingsgroep wat betreft tri-hepta congeneren. Met behulp van een gepaarde t-test (Wilcoxon matched pairs test) werd een vergelijking gemaakt tussen de voedselsstalen van klassieke en van biologische oorsprong. Dit werd zowel voor de mediaan waarden als voor de maximaal gemeten waarden vergeleken. In geen van de gevallen werd een significant verschil gevonden tussen de gehalten in klassieke voeding met de gehalten in biologische voeding. Er werd zowel voor alle voedselitems tesamen getest (n=14) als apart voor groenten en fruit (n=9) en voor dierlijke producten (n=5). Om echter een betrouwbare uitspraak te doen over het verschil tussen bio-landbouw en klassieke landbouw moeten veel meer stalen worden genomen. 105
Tabel 32: Overzicht PBDE en HBCD concentraties in vissoorten (ng/g lw) Tri-hepta BDEs is de som van BDE 47, 99, 100, 154, 153, 183, 197, 196 en 203
ng/g lw
n
kabeljauw (vet 0,5%) wijting (vet 0,5%) steenbolk (vet 0,5%) haring (vet 1%) sprot (vet 1%) schar (vet 2%) bot (vet 0,5%) paling (vet 10,5%)
6 7 2 2 17 3 4 3
Tri-hepta BDEs range (mediaan) 10-24 (13) 19-56 (35) 20-80 (50) 16-145 (80) 52 11-31 (20) 17-57 (22) 29-5811 (89)
BDE 209 range (mediaan) < 35 (< 35) < 35 (< 35) 5-67 (36) 5-56 (< 35) < 35 <35 (< 35) 5-65 (< 35) <10-17 (11)
Som HBCDs range (mediaan) <1-2 (<1) 1-5 (3) 2-12 (7) 7-35 (21) 20 <1-3 (2) <1-12 (<1) 69-18162 (70)
3.4.1.1.5. Vis De verzamelde vissoorten zijn afkomstig uit de Noordzee en werden verzameld tijdens een expeditie met onderzoeksschip ‘De Zeeleeuw’. De vissen werden gefileerd en het spierweefsel werd gehomogeniseerd per vissoort. BDE 47 heeft in de visstalen de grootste bijdrage tot de tri-hepta PBDE contaminatie (61%), gevolgd door BDE 154 (34%) en BDE 100 (19%). BDE 209 ligt veelal beneden de kwantificatielimiet. ΣHBCD werden niet gedetecteerd in enkele kabeljauw- en botstalen maar concentraties lagen boven de kwantificatielimiet in alle andere visstalen. Zowel tri-hepta BDEs als ΣHBCD waren aanwezig in hogere concentraties vergeleken met de andere voedingsgroepen met een mediaan bereik tussen 13 – 89 ng/g vetgewicht voor tri-hepta BDEs en tussen
106
3.4.1.1.6. Bier In totaal werden drie biologische biersoorten en drie klassieke biersoorten onderzocht op hun gehalte aan BFRs (PBDEs en HBCDs). Zowel de tri-hepta congeneren als BDE 209 lagen onder LOQ (met LOQ = 0,5-5 pg/ml). Ook HBCD werd in geen enkele staal gedetecteerd (met LOQ = 2 pg/ml). Leidingwater werd in het kader van dit project niet geanalyseerd voor BFRs, maar eerder onderzoek aan de Universiteit Antwerpen rapporteerd waarden onder LOQ.
3.4.1.2. Stof
In totaal werden 43 woningen en 10 kantoren bemonsterd. Tabel 33: Overzicht PBDE en som HBCDs concentraties in binnenhuisstof (woningen (n=43) en kantoren (n=10))
ng/g dw binnenhuis kantoren
Tri-hepta BDEs bereik mediaan <2-1200 33 90-11000 280
BDE 209 bereik mediaan <57-6300 400 70-11600 500
Som HBCDs bereik mediaan <9-40700 140 300-3600 1100
BDE 209 was zowel in de woningen als in de kantoren de meest belangrijke congeneer wat betreft de PBDEs. In de woningen droeg hij 85% bij tot de totale PBDE-concentratie, in kantoren slechts 50%. Kijken we enkel naar de tri-hepta PBDE-congeneren dan zien we een identiek profiel in kantoren en woningen met BDE 99 > BDE 47 > BDE 153. Concentraties van tri-hepta BDEs liggen hoger in kantoorstof, dit geldt ook voor BDE 209 maar in mindere mate. Slechts 1 binnenhuisstofstaal lag onder de kwantificatielimiet voor ΣHBCD. De totale HBCD-concentraties liggen lager in vergelijking met de gedetecteerde waarden in de kantoren. Zowel ΣPBDEs als ΣHBCD in stof worden gekenmerkt door een erg breed bereik met enkele outliers. In vergelijking met buitenlandse studies bevindt de Σtri-hepta BDEs zich in hetzelfde bereik als stalen uit UK en Nieuw Zeeland, maar een factor 10 lager in vergelijking met stof afkomstig van US en Canada (Harrad et al., 2008, Abdallah et al., 2008c). Concentraties van BDE 209 in Canadees stof zijn vergelijkbaar met diegene gerapporteerd in deze studie, maar BDE 209 concentraties in stofstalen uit UK en US liggen een factor 10 hoger. ΣHBCDs in stof afkomstig van Belgische woningen ligt lager in vergelijking met UK, US en Canadese woningen met mediane concentraties van 400, 700 en 640 ng/g stof. Stof uit UK kantoren bevatte 750 ng ΣHBCDs/g stof, wat vergelijkbaar is met de huidige studie. Dit toont aan dat ook hier hogere concentraties gevonden worden in kantoren vergeleken met woningen.
107
Na analyse met GC/MS werden de stofstalen opnieuw geanalyseerd met LC/MS om het enantiomere patroon van ΣHBCD op te helderen. In 40 van de 46 woningen en 5 van de 10 kantoren werd voldoende stof bemonsterd om deze supplementaire analyse uit te voeren. Het technische HBCD mengsel bevat voornamelijk γ-HBCD terwijl humane stalen gekenmerkt worden door een groter aandeel van α-HBCD. Dit verschijnsel wordt de enantiomere shift genoemd. Naast in vivo biotransformatie wordt deze omzetting deels verklaard door fotolytische degradatie van γ-HBCD naar α-HBCD (t1/2 = 12 weken). De samenstelling van de stofstalen weerspiegelt in zeker mate de herkomst van het stof nl. directe blootstelling aan het technische mengsel (recent) of blootstelling na fotodegradatie (Harrad et al., 2009). Kantoorstof werd gekenmerkt door een dominantie van α-HBCD met een bereik tussen 167 – 870 ng/g dw. Het merendeel van de woningen (28/40) vertoonde hetzelfde patroon met αHBCD als belangrijkste isomeer met een bereik tussen 5 – 2138 ng/g drooggewicht. De overige woningen (12/40) vertoonden een afwijkend patroon met γ-HBCD als dominante congeneer met een bereik tussen 60 – 27 354 ng/g dw. Figuur 20 geeft een schematische
bijdrage van isomeren (%)
weergave van zowel de samenstelling van kantoorstof als binnenhuisstof. 100% 80% γ HBCD
60%
β HBCD 40%
α HBCD
20% 0% w oningen Figuur 20. Isomere samenstelling van kantoorstof en binnenhuisstof
kantoren
Algemeen kan gesteld worden dat binnenhuisstof van woningen meer gecontamineerd is met ΣHBCD in vergelijking met kantoorstof. α-HBCD is meestal de dominante congeneer, wat wijst op blootstelling na isomere shift. Als γ-HBCD echter de meest dominante congeneer is, lijken de concentraties hoger en een veel breder bereik te hebben. Uit de statistische testen waarbij concentraties in huisstof werden vergeleken tussen verschillende groepen van woningen kwam slechts één significant verschil naar voor: alleen bij het vergelijken van de extremen m.b.t. tapijten en gordijnen, werd er significant meer TriHepta BDEs gemeten in woningen met veel gordijnen en tapijten in vergelijking met 108
woningen met weinig of geen tapijten en gordijnen (Mann-Withney U test, p= 0.018). Hieronder worden de mediaanwaarden en het bereik weergegeven voor die twee groepen: Woningen met weinig of geen tapijten/gordijnen: 26 (3.1-250) ng/g dw (n=12) Woningen met veel tapijten/gordijnen:
71 (12-1214) ng/g dw (n=11)
3.4.2. Partim 2: Perfluoralkyl chemicaliën (PFCs)
In deze paragraaf wordt een overzicht gegeven van de resultaten van de perfluorverbindingen in zowel de voedingsstalen, stofstalen als leidingwater die in het kader van dit project verzameld werden. De resultaten worden weergegeven voor de individuele componenten. Voor de statistische vergelijking werden echter drie groepen onderscheiden; PFOS, PFOA en ∑PFCs. Dit omdat in de literatuur meestal ofwel de twee belangrijkste componenten PFOS en PFOA of de som van alle perfluorverbindgen worden gerapporteerd. De berekening van de LOQ gebeurde op dezelfde wijze als voor de gebromeerde vlamvertragers.
3.4.2.1. Voeding
In tabel 34 en 35 wordt een overzicht gegeven van de teruggevonden concentraties in de voedselstalen (groenten, fruit, eieren en vlees). Koemelk (tabel 36), visstalen (tabel 37), bier (tabel 38) en leidingwater (tabel 39) zullen apart besproken worden daar er hier geen onderscheid wordt gemaakt tussen biologische of niet biologische oorsprong. De concentraties die worden weergegeven zijn enkel de lineaire vormen van de gemeten perfluorverbindingen. Het is belangrijk te vermelden dat er in een aantal stalen duidelijk vertakte verbindingen werden gedetecteerd maar deze kunnen niet gekwantificeerd worden met de lineaire standaard. Deze vertakte vormen gedragen zich op een andere manier doorheen de extractieprocedure. De concentraties van de isomere vormen zouden eventueel berekend kunnen worden adhv de lineaire standaard maar de fout hierop is relatief groot. De vertakte vormen werden voornamelijk waargenomen bij PFOS, PFOA en PFHxS en in minder mate bij PFHxA en PFDA. In de volgende paragrafen zullen de verschillende stalen per type groep (groenten, fruit, eieren, vlees, vis bier en leidingwater) besproken worden. In de tabellen worden steeds het bereik (minimale-maximale concentratie) en de mediaan weergegeven. Indien de component niet werd teruggevonden boven de kwantificatielimiet wordt dit weergegeven met ‘< X’ waarbij X de kwantificatielimiet is van de desbetreffende component.
109
Tabel 34: Overzicht van het bereik (minimum-maximum) van de PFC-concentraties en de mediaan in biologische voedingsstalen (n=3). Indien < X; X= de kwantificatielimiet
ng/g ww Groenten ui wortel prei aardappel tomaat appel witloof aardbei sla tarwe
PFOS
PFOA
PFNA
PFBS
PFBA
PFHxS
PFHxA
PFDA
<0,02-2,4 (0,4) 0,3-0,5 (0,4) <0,02-1,2 (0,5) <0,02-19 (0,05) <0,02-0,7 (0,04) <0,02-0,7 (0,7) <0,02 (<0,02) <0,02 (<0,02) <0,2-10 <0,1 (<0,1)
<0,1-1,3 (0,3) 0,2-0,5 (0,3) 0,4-1,5 (0,8) 0,2-2 (0,3) <0,1-0,6 (0,3) 0,1-0,3 (0,3) <0,1-0,6 (0,2) <0,1 (<0,1) <0,1-0,9 (<0,1) <0,6 (<0,6)
<0,006-0,02 (0,02) <0,006 (<0,006) <0,006-0,04 (0,03) <0,06-0,1 (<0,06) <0,06-0,06 (<0,06) <0,06-0,02 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06-0,02 (<0,06) <0,06-0,02 (<0,06) <0,3 (<0,3)
<0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06-0,1 (<0,06) <0,06-0,1 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06-1,4 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,4 (<0,4)
<0,01-0,7 (0,5) 0,1-0,7 (0,4) 0,01-1,5 (1,4) <0,01-0,7 (0,05) 0,04-0,09 (0,09) <0,01-0,5 (0,06) 0,2-0,36 (0,2) <0,02 (<0,02) <0,02-0,1 (0,1) <0,1 (<0,1)
<0,1 (<0,1) <0,1 (<0,4) <0,1-0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1-0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1)
<0,06-0,09 (0,06) <0,06-0,07 (0,06) <0,06-2,2 (0,3) <0,06-0,9 (<0,06) <0,06-0,3 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06-0,2 (<0,06) <0,4 (<0,4)
<0,4 (<0,4) <0,4 (<0,4) <0,4 (<0,4) <0,4 (<0,4) <0,4 (<0,4) <0,4 (<0,4) <0,4 (<0,4) <0,4 (<0,4) <0,4 (<0,4) 0,2
<1,4-21 (2,6)
<0,1-0,7 (0,3)
<0,006-0,09 (0,02)
<0,06-0,4 (<0,06)
0,06-0,6 (0,3)
<0,8 (<0,8)
<0,06 (<0,06)
<0,4 (<0,4)
<0,1-2,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1-0,5 (0,5)
<0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1)
<0,06-0,06 (<0,06) <0,06-0,12 (<0,06) <0,06-0,07 (0,03)
<0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06)
0,02-0,2 (0,09) <0,01-0,08 (0,02) 0,04-0,2 (0,07)
<0,1 (<0,1) <0,1-0,3 (<0,1) <0,1 (<0,1)
<0,06-0,2 (<0,06) <0,06-0,1 (0,05) <0,06-0,06 (<0,06)
<0,06-0,4 (<0,06) <0,06-0,4 (0,2) <0,06-0,3 (0,2
Eieren
Vlees kip rund varken
110
Tabel 35: Overzicht van het bereik (minimum-maximum) van de PFC-concentraties en de mediaan in klassieke voedingstalen. Indien < X, X= de kwantificatielimiet (n=3). ng/g ww Groenten ui wortel prei aardappel tomaat appel witloof aardbei sla Eieren ei Vlees kip rund varken
PFOS
PFOA
PFNA
PFBS
PFBA
PFHxS
PFHxA
PFDA
<0,02 (<0,02) <0,02-0,2 (<0,02) 1,1-1,4 (1,2) <0,02 (<0,02) <0,02 (<0,02) <0,02-0,1 (0,06) <0,02-0,05 (0,05) <0,02-0,2 (<0,02) <0,02-0,4 (<0,02)
<0,6-2,3 (1,3) <0,6 (<0,6) <0,6 (<0,6) <0,6-0,9 (<0,6) <0,6 (<0,6) <0,6-1,6 (0,9) <0,6-4,1 (3,2) <0,6-0,7 (<0,6) <0,6-0,8 (<0,6)
<0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06)
<0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06-0,07 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06-1,9 (<0,06) <0,06 (<0,06)
0,2-0,6 (0,2) 0,6-0,8 (0,7) 3,5-9,0 (8,2) <0,1-4,0 (0,2) 0,3-5,0 (1,2) 0,2-3,9 (0,2) 1,0-5,4 (2,6) <0,1-3,1 (2,1) 0,2-2,7 (1,5)
<0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1-0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1-0,1 (<0,1) <0,1-0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1)
<0,06-0,4 (0,3) <0,06-0,1 (0,09) 0,1-0,2 (0,2) <0,06-1,7 (0,1) <0,06-0,4 (0,07) <0,06-0,2 (<0,06) 0,07-4,1 (0,7) <0,06-0,4 (0,08) <0,06-0,9 (0,1)
<0,06-0,2 (0,08) <0,06-0,3 (0,3) 0,2-0,5 (0,2) <0,06-0,1 (<0,06) 0,2-0,3 0,3) <0,06-0,07 (<0,06) <0,06-0,5 (0,2) <0,06-0,2 (<0,06) 0,09-0,4 (0,3)
<1,2-22 (<1,2)
<0,6-5,0 (<0,6)
<0,3 (<0,3)
<0,4 (<0,4)
0,2-0,8 (0,7)
<0,1-0,3 (<0,1)
<0,4 (<0,4)
<0,06-0,08 (<0,06)
<0,1-0,9 (0,5) <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1)
<0,1 (<0,1) <0,1-3,3 (1,7) <0,1 (<0,1)
<0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06)
<0,06-0,5 (0,3) <0,06-0,8 (0,4) <0,06 (<0,06)
0,02-0,1 (0,05) <0,01-0,08 (0,04) <0,01-0,1 (0,05)
<0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1)
<0,06 (<0,06) <0,06-0,4 (0,2) <0,06 (<0,06)
<0,06-1,3 (0,6) <0,06 (<0,06) <0,06 (<0,06)
111
Analoog aan de analyses uitgevoerd voor de gebromeerde vlamvertragers werd met behulp van een gepaarde t-test (Wilcoxon matched pairs test) een vergelijking gemaakt tussen de voedselsstalen van klassieke en van biologische oorsprong. Dit werd zowel voor de mediaan waarden als voor de maximaal gemeten waarden vergeleken. Er werd zowel voor alle voedselitems tesamen getest (n=14) als apart voor groenten en fruit (inclusief bier) (n=10) en voor dierlijke producten (n=5). Voor PFOS, noch voor PFOA werden significante verschillen gevonden tussen de twee teeltwijzen. Ook indien bier uit de statistische analyse werd weggelaten was er geen significant verschil. Voor de ∑PFCs werd er bij de statistische analyse van alle stalen tesamen net geen significant verschil gevonden (p=0.073). Wanneer bier uit de analyse gehaald werd, waren de gehalten wel significant hoger in voeding afkomstig van klassieke teelt (p=0.013). Werden groenten alleen beschouwd dan bleef dit verschil significant (p=0.011), voor dierlijke producten afzonderlijk getest echter was er geen significant verschil aantoonbaar. Om echter een betrouwbare uitspraak te doen over het verschil tussen bio-landbouw en klassieke landbouw moeten veel meer stalen worden genomen. De bespreking hieronder betreft dan ook alleen maar de maximale gemeten waarden in voedselitems van individuele telers (biologisch of niet biologisch) zonder uitspraak te doen over significantie van verschillen. 3.4.2.1.1. Groenten en fruit
Voor een aantal voedselitems is de variatie voor bepaalde componenten relatief hoog (bijvoorbeeld PFOS in aardappel, PFBA in prei, PFOS in eieren). Zoals eerder vermeld kan dit deels te wijten zijn aan problemen met de representativiteit van de meting, zoals uit de ringtest bleek voor bepaalde matrices (zie Fase 1). Anderzijds is het ook mogelijk dat de gehaltes inderdaad sterk varieren. Ook bij de gbromeerde vlamvertragers werd immers grote variatie gemeten binnen de voedselitems. Het concentratiebereik van PFOS in groenten en fruit lag tussen < 0,02 tot 19 ng/g ww. De hoogste concentraties werden teruggevonden in aardappel (19 ng/g ww), sla (10 ng/g) en ui (2,4 ng/g ww) afkomstig van biologische teelt en in prei (1,4 ng/g ww) afkomstig van klassieke teelt. Het concentratiebereik voor PFOA was lager en varieerde van < 0,1 tot 4,1 ng/g ww. De hoogste PFOA werd gemeten in witloof (4,1 ng/g) afkomstig van de klassieke teelt, gevolgd
112
door ui (2,3 ng/g ww) en appel (1,6 ng/g ww) van klassieke teelt en prei (1,5 ng/g ww) van biologische teelt. PFNA-concentraties lagen steeds onder de kwantificatielimiet (0,06 ng/g) bij de klassieke teelt. Bij de biologische teelt lagen de PFNA-concentraties nooit hoger dan 0,04 ng/g ww. Ook PFBS kon in bijna geen enkel staal gedetecteerd worden op enkele uitzonderingen na. Zo werd er in aarbeien van de klassieke teelt een concentratie van 1,9 ng/g ww gemeten. Voor zowel de klassieke als de biologische teelt ligt de mediaan van PFBS steeds onder de LOQ (0,06 ng/g ww). PFBA-concentraties bij alle groenten en fruit varieren van < 0,1 tot 8,2 ng/g ww (in prei van klassieke teelt). Gemeten PFHxS-concentraties liggen steeds onder de LOQ (0,01 ng/g) of net er boven. Ook de PFHxA concentraties zijn heel laag. De mediaan varieert tussen <0,06 en en 0,07 ng/g ww. De hoogste PFHxA-concentratie werd gemeten in witloof van klassieke teelt. PFDA kon in geen enkel biologische staal worden teruggevonden. Bij de klassieke teelt kon deze component sporadisch gedecteerd worden met een maximum van 0,5 ng/g ww bij prei en witloof. Hierbij dient te worden opgemerkt dat de LOQ bij de biologische teelt (0,4 ng/g) hoger is dan bij de klassieke teelt (0,06 ng/g ww). Indien de som van de mediane concentraties van de verschillende perfluorcomponenten wordt gemaakt per geanalyseerde groente/ fruitstaal, wordt de hoogste waarde (9,8 ng/g) teruggevonden bij de prei, gevolgd door het witloof (9,6 ng/g), beiden uit de klassieke teelt. Bij de klassieke teelt varieert deze som tussen 0,3 ng/g ww (aardappel) en 9,8 ng/g. Bij biologische teelt varieert deze som tussen LOQ en 3,03 ng/g. De hoogste waarde werd hier ook teruggevonden bij het preistaal. Het aantal publicaties over groenten en fruitstalen is zeer beperkt. In een studie uitgevoerd in het Verenigd Koninkrijk werden verschillende aardappelproducten geanalyseerd. Deze producten omvatten buiten aardappelen o.a. ook aardappelvlokken, frieten en chips. In deze aardappelproducten werd een maximale PFOS-concentratie gemeten van 10 ng/g (UK FSA, 2006). In de huidige studie variëren de PFOS-concentraties in aardappel tussen
werden op één uitzondering na (PFHxS) alle gemeten componenten gedetecteerd in de aardappelen. Tittlemier et al. (2006) analyseerden ook verschillende samengestelde voedselstalen in Canada waaronder frieten. De totale som van perfluorsulfonamides varieerden tussen 4 en 9 ng/g. In de FSA studie (2006), uitgevoerd in het Verenigd Koninkrijk werden ook groene en ‘andere’ groenten geanalyseerd. Meer details over deze groenten werden niet gegeven. Al de gemeten componenten (PFOS, PFOA, PFOSA, PFBS, PFHxS, PFHxA, PFNA, PFDeA, PFUnA, PFDOA en PFTdA) lagen onder de kwnatificatielimiet. Net zoals in de huidige studie waren in de FSA studie PFOS en PFOA de dominante componenten. 3.4.2.1.2. Eieren
Voor PFOS lag de concentratierange in eieren tussen < 1,2 en 22 ng/g ww. Voor PFOA lag de concentratierange tussen 0,1 en 5,0 ng/g ww. Voor de andere componenten variëren de concentraties tussen
Voor PFOS lag het concentratiebereik in vlees tussen < 0,1 en 2,1 ng/g ww. De maximale waarde werd gemeten in kip van biologische teelt. Voor PFOA varieerden de concentraties tussen < 0,1 tot 3,3 ng/g ww, met de hoogste waarde gemeten in rundsvlees van klassieke teelt. Gehalte aan PFDA varieerde van <0,06 tot 1,3 ng/g ww met de maximaal gemeten waarde gemeten in kippevlees van klassieke teelt. Gehalten aan de overige componenten steeds laag en varieren van
114
deze in de Canadese studie waar een concentratie van 4,5 werd gemeten. De andere perfluocomponenten in deze studie liggen onder de LOQs. Het rundsvleees dat geanalyseerd werd aan de UA bezit ook relatief kleine hoeveelheden (< 1 ng/g ww) van PFBS, PFBA, PFHxA en PFDA In de zogenaamde ‘Multi city study’, uitgevoerd in Columbus (Amerika) werd buiten rundsgehakt ook varkens- en kippenvlees (spierweefsel) geanalyseerd (US EPA, 2001). PFOS werd enkel teruggevonden in één van de 18 gehaktstalen met een gemiddelde concentratie van 0,58 ng/g. In rosbief werd in de studie van Tittlemier et al. (2007) een PFOA-concentratie gemeten van 2,6 ng/g. 3.4.2.1.4. Koemelk
In de biologische koemelkstalen lagen alle perfluorcomponenten onder de kwantificatielimiet (tabel 36). Bij de melkstalen van de klassieke teelt werd enkel PFOS, PFOA en PFBS gedetecteerd. De medianen liggen alle onder de LOQ maar de maximale concentraties bedragen respectievelijk 0,6; 0,3 en 0,07 ng/ml. Tabel 36: Overzicht van het bereik (minimum-maximum) van de PFC-concentraties en de mediaan in koemelkstalen (n=6). Indien < X, X= de kwantificatielimiet. ng/g ml biologisch klassiek
PFOS <0,6 (<0,6) <0,6(<0,6)0,6
PFOA <0,3 (<0,3) <0,3-0,3 (<0,3)
PFNA <0,09 (<0,09) <0,09 (<0,09)
PFBS <0,02 (<0,02) <0,02-0,07 (<0,02)
PFBA <0,02 (<0,02) <0,02 (<0,02)
PFHxS <0,1 (<0,1) <0,1 (<0,1)
PFHxA <0,2 (<0,2) <0,2 (<0,2)
PFDA <0,3 (<0,3) <0,3 (<0,3)
In de ‘Multi city study’ (US EPA, 2001) werd PFOS gemeten in 4 melkstalen. De concentraties varierden tussen 0,57 en 0,85 ng/g. 3.4.2.1.5. Vis
In de kabeljauw uit de Noordzee kon enkel PFOS en PFDA worden gedetecteerd (Tabel 37). Dit in tegenstelling met de palingen waar enkel PFHxS onder de detectielimiet lag. De PFOSconcentraties in de palingen (10-166 ng/g ww) zijn beduidend hoger dan deze die worden teruggevonden in de kabeljauwstalen (<0,1-0,6 ng/g ww). De mediaan van PFDA is in beide vissoorten gelijk aan 0,4 ng/g. Een extreme hoge PFOS-concentratie (tot 166 ng/g ww) werd gemeten in palingstalen maar ook PFOA en PFBS werden in hoge concentraties teruggevonden van respectievelijk 9,1 en 12 ng/g. PFNA- en PFBA-concentraties lagen steeds lager dan 1 ng/g ww. Deze hogere concentraties in paling werd ook waargenomen voor de gebromeerde vlamvertragers. Perfluorverbindingen stapelen echter niet preferentieel op in
115
het vetweefsel. De enige verklaring voor de hoge gehaltes in paling zou dan ook kunnen zijn dat het zoetwaterstadium van paling gemeten werd. Net zoals voor de gebromeerde vlamvertragers werd een dalende concentratie gemeten in vissen in de Schelde naarmate deze meer stroomafwaarts werden gevangen (Hoff et al., 2003). Tabel 37: Het bereik (min-max concentratie) en de mediaan van de perfluorverbindingen (ng/g) in kabeljauw (n=3) en paling (n=3). Vissoort ng/g ww kabeljauw Paling
PFOS
PFOA
PFNA
PFBS
PFBA
PFHxS
PFDA
<0,1- 0,6 (0,4) 10-166 (41,9)
<0,6 (<0,6) 0,9-9,1 (1,2)
<0,3 (<0,3) 0,09-0,11 (0,11)
<0,4 (<0,4) 1,2-12 (5)
<0,6 (<0,6) <0,2-0,3 (0,2)
<0,1 (<0,1) <1,9 (<1,9)
0,2-0,6 (0,4) 0,4-1,1 (0,4)
In palingen uit de Westerschelde werd PFOS gemeten in concentraties die variërden tussen 62 en 110 ng/g ww (Van den Heuvel-Greve et al., 2006). In een andere Nederlandse studie werd een range van < 8 tot 143 ng/g gemeten in palingen afkomstig uit verschillende Nederlandse rivieren (Schrap et al., 2004). Deze ranges zijn van dezelfde groottorde dan deze die worden teruggevonden in deze studie. Tomy et al. (2004) mat een gemiddelde PFOS-concentratie van 1,3 ± 0,7 ng/g ww in een Arcitsche kabeljauw. Deze waarde is gelijkaardig aan het gemiddelde van 0,45 ± 0,13 ng/g dat werd teruggevonden in de huidige studie. Hierbij dient opgemerkt te worden dat in de studie van Tomy et al. (2004) een volledig vis werd geanalyseerd in tegenstelling tot de huidige studie waar spierweefsel werd genomen. De gemiddelde PFOA-concentratie in de kabeljauw uit de Noordelijke Ijszee bedroeg 0,16 ± 0.06 ng/ww. In de huidige studie lag de PFOA-concentratie onder de LOQ van 0,6 ng/g ww. Daar deze kwantificatielimiet hoger is dan 0,16 ng/g zouden de concentraties mogelijk in dezelfde range kunnen liggen. Europese gegevens van de andere componenten zijn niet beschikbaar. Ook de literatuur in niet-Europese land over andere componenten in spier of hele visstalen is zeer beperkt. In de Amerikaanse meerforel uit de ‘Big Lakes’ in Noord Amerika en Canada werd PFNA gemeten in concentraties die varieerden tussen 0,6 en 4,2 ng/ml. In de huidige studie kon PFNA in elk palingstaal worden gemeten met een maximale concentratie van 0,11 ng/g. In een Chinese studie (Ye et al., 2008) werd ook PFHxS gemeten in mengstaal van verschillende visssoorten samen met een concentratie tot 1,89 ng/g ww, wat dus lager is dan in de huidige studie (<0,1 ng/g ww). Ye et al. (2008) detecteerden eveneens PFDA met een mediane concentratie van
116
0,82 ng/g. De mediaan uit deze studie is iets lager (0,4 ng/g ww) maar ook hier werd er een maximum concentratie gemeten van 1,1 ng/g ww. 3.4.2.1.6. Bier
Het totale bereik van de perfluorverbindingen in de bierstalen varieërt tussen niet kwantificeerbaar en 101 pg/ml (PFHxS) (tabel 38). Deze hoge PFHxS concentratie werd slechts in één staal gemeten. De tweede hoogste concentratie was deze van PFOS, namelijk 39 pg/ml. PFDA en PFBA lagen in geen enkel staal boven de kwantificatielimiet. Deze waarden kunnen niet vergeleken worden met literatuurgegevens daar er nog geen data gepubliceerd zijn over dranken (uitgez. drinkwater). Tabel 38: Het bereik (min-max concentratie) en de mediaan van de perfluorverbindingen (pg/ml) in bier (n=6). pg/ml bereik mediaan
PFOS <1,3-39 (2,8)
PFOA <0,8-20 (<0,8)
PFNA <0,2-16 (0,4)
PFBS <0,1-5,7 (<0,1)
PFBA <0,6 (<0,6)
PFHxS <0,7-101 (<0,7)
PFHxA <0,2-13 (7)
PFDA <1,8 (<1,8)
3.4.2.1.7. Leidingwater
Er werden 4 leidingwaterstalen, van drie drinkwatermaatschappijen, geanalyseerd.
PFOS
werd gemeten in de hoogste concentratie (10,6 pg/ml) gevolgd door PFOA (4,7 pg/ml), PFHxS (3,5 pg/ml) en PFDA (1,8 pg/ml). PFNA en PFBS gehalten lagen onder 1pg/ml en PFBA en PFHxA werden niet teruggevonden (tabel 39). Tabel 39: Het bereik (min-max concentratie) en de mediaan van de perfluorverbindingen (pg/ml) in leidingwater (n=4). pg/ml PFOS PFOA PFNA PFBS PFBA PFHxS PFHxA PFDA bereik 2,6-10,6 1,1-4,7 0,2-0,6 <0,1-0,9 <0,6 <0,7-3,5 <0,2 <1,8-1,8 mediaan (3,4) (1,1) (0,3) (0,1) (<0,6) (1,1) (<0,2) (<1,8)
De PFOS-concentraties gemeten in de huidige studie liggen in dezelfde range als deze die gemeten werden in Noord-Italië (6,2-9,7 pg/ml; Loos et al.,2007); lager dan in Duitsland (<122 ng/ml; Skutlarek et al., 2006) en hoger dan deze in Spanje (<0,24 - 0,9 ng/ml).
3.4.1.2. Stof
Zowel in de kantoren als in de woningen is PFOS de voornaamste perfluorverbinding met maximale concentraties van respectievelijk 526 ng/g en 211 ng/g (tabel 40). De mediane concentraties in de kantoren zijn steeds hoger dan deze die werden teruggevonden in de woningen. Toch werden voor PFOA, PFBA, PFHxS en PFHxA
117
hogere waaarden van
respectievelijk 109 ng/g; 7,7 ng/g; 17 ng/g en 70 ng/g gemeten in de woningen in vergelijking met de kantoren. PFOS en PFOA vertonen de meeste variatie zowel in de woningen als in de kantoren.
Tabel 40: Het bereik en de mediaan van de PFC-concentraties (ng/g ww) in binnenhuisstof verzameld in woningen (n=43) en kantoren (n=10). ng/g ww
PFOS
woningen
<0,1-211 (1,0) <0,1-526 (2,1)
kantoren
PFOA
PFNA
PFBS
PFBA
PFHxS
PFHxA
PFDA
<0,05-109 (1,0) 0,7-61 (2,9)
<0,06-8,2 (0,1) 0,1-81 (0,4)
<0,08-1,9 (<0,08) <0,08-2,7 (0,2)
<0,1-7,7 (0,2) 0,1-4,9 (0,7)
<0,1-17 (0,2) <0,1-7,1 (0,2)
<0,1-70 (0,6) <0,1-28 (1,3)
<0,2-3,6 (0,2) <0,2-39 (0,9)
Uit de statistische testen waarbij concentraties in huisstof werden vergeleken tussen verschillende groepen van woningen (zie 3.4) werden geen statistische verschillen gevonden; noch voor het testen van PFOS en PFOA afzonderlijk, noch voor de ∑PFCs. Eén woning vertoonde veel hogere concentraties voor zowel PFOS, PFOA als voor ∑PFCs in vergelijking met de andere woningen. Ook indien deze ‘outlier’ uit de statistische analyse werd weggelaten, werdern er geen significante verschillen gevonden tussen de groepen van huizen. Vergelijking van de meest extreme groepen (weinig apparaten/gordijnen versus veel apparaten/gordijnen) resulteerde evenmin in statistische verschillen. De huidige resultaten kunnen vergeleken worden met 3 Europese studies uitgevoerd in Duitsland, Engeland en Zweden. In de Duitste pilootstudie werden 12 stofstalen uit woningen geanalyseerd (Fromme et al., 2008). Zowel de PFOS- (3-342 ng/g) als de PFOA- (2-141 ng/g) range in deze studie zijn hoger dan deze uit de huidige studie. De mediane concentraties in de Duitse studie van PFOS en PFOA van respectievelijk 16 en 11 ng/g zijn eveneens hoger dan deze in de huidige studie. In een Engelse studie werden in een basisschool en in een kinderdagverblijf stofstalen verzameld. Goosey et al. (2008) maten voor PFOS-concentraties tussen 85 en 3700 ng/g (mediaan 1200 ng/g) en voor PFOA 220-640 ng/g (mediaan 220 ng/g). Deze concentraties zijn de hoogst gerapporteerde waarden in Europa en liggen meer dan 1000 keer hoger dan de waarden uit de huidige studie. In de studie uitgevoerd in het Zweden werden 10 huizen, 10 kantoren, 38 appartementen en 5 auto’s bemonsterd (Björklund et al., 2009). De mediane PFOS-concentraties bedroegen respectievelijk 39, 110, 85 en 12 ng/g. Voor PFOA werden mediane concentraties van 54, 93, 70 en 33 ng/g bekomen. Voor beide componenten liggen ook de huidige mediane concentraties lager. In de huidige studie liggen de PFOS-concentraties net iets hogere dan deze van PFOA. Deze trend wordt eveneens waargenomen in de Duitse (Fromme et al., 2008) en Engelse studie
118
(Goosey et al., 2008). Ook in Canada (Kubwabo et al., 2005) en Noord-Amerika (Strynar and Lindstorm, 2008) werd dit geobserveerd. Alleen in de Zweedse studie (Björklund et al., 2009) en in twee Japanse studies (Moriwake et al., 2003; Nakata et al., 2007) lag de mediane PFOA-concentraties hoger dan deze van PFOS. Voor de andere componenten is er bijna geen literatuur beschikbaar. Enkel de PFHxS waarden kunnen vergeleken worden met een Noord-Amerikaanse (Strynar and Lindstorm, 2008) en een Canadese studie (Kubwabo et al., 2005). In beide studies liggen de mediane concentraties van respectievelijk 45,5 en 23,1 ng/g veel hoger dan deze uit de huidige studie (kantoren 1,3 ng/g; huizen 0,6 ng/g). 3.4.2. Correlatie tussen PFCs en BFRs Er werd met behulp van een spearmann rank correlatie nagegaan of er significante correlaties bestaan tussen de PFCs en de BFRs. Dit gebeurde door zowel alle afzonderlijke componenten als de som parameters met elkaar te correleren. Zowel bij de BFRs als de PFCs onderling werden significante correlaties gevonden. Wanneer de stofstalen van huizen en kantoren werden getest, bleken bovendien de meeste gebromeerde vlamvertragers positief gecorreleerd te zijn met de meeste perfluorverbindingen. Alle BFRs met uitzondering van BDE28 en BDE196 waren significant positief gecorreleerd met PFOS en PFOA (R=0,28 - 0,59). De trihepta congeneren waren significant gecorreleerd met alle PFCs (R= 0,29 - 0,59). HBCD was uitsluitend gecorreleerd met PFOS (R=0,36), PFOA (R=0,41); PFBS (R=0,59) en ∑PFCs (R=0,39). Een R-waarde van 0,56 werd gevonden wanneer de ∑BDEs (tri-hepta) gecorreleerd werd aan de ∑PFCs. De significante positieve correlaties tussen de vlamvertragers en de perfluorverbindingen in stof zouden kunnen wijzen op een gezamelijke bron van verontreiniging (gebruik). Voor de groenten werden geen eenduidige correlaties gevonden. In een aantal gevallen werden significant positieve correlaties gevonden maar in bijna evenveel gevallen negatieve relaties. De somparameters waren niet significant gcorreleerd tussen PFCs en BFRs. Opvallend voor de dierlijke producten was dat er uitsluitend negatieve correlaties werden waargenomen tussen de gehaltes aan PFCs en BFRs. De meeste BDEs waren significant negatief gecorreleerd met PFOS en PFOA (R=-0,37 - -0,66). Ook ∑BDEs was negatief gecorreleerd met ∑PFCs (R=-0,45). Hiervoor kon geen verklaring worden gevonden.
119
120
4. Referenties 3M, 2003. Environmental and health assessment of perfluorooctane sulfonate acid and its salts. 3M Company, St. Paul, Minnesota. USA. Abdallah M, Harrad S, Covaci A, 2008a. Hexabromocyclododecanes and tetrabromobisphenol-A in indoor air and dust in Birmingham, UK: Implications for human exposure. Environ. Sci. Technol. 42: 6855-6861. Abdallah MAE, Ibarra C, Neels H, Harrad S, Covaci A, 2008b. Comparative evaluation of liquid chromatography–mass spectrometry versus gas chromatography–mass spectrometry for the determination of hexabromocyclododecanes and their degradation products in indoor dust. Journal of Chromatography A. 1190: 333–341. Abdallah MAE, Harrad S, Ibarra C, Diamond M, Melymuk L, Robson M, Covaci A, 2008c. Hexabromocyclododecanes In Indoor Dust From Canada, the United Kingdom, and the United States. Environ. Sci. Technol. 42: 459–464. Akutsu K, Obana H, Okih Hashi M, Kitaqawa M, Nakazawa H, Matsuki Y, Makino T, Oda H, Hori S, 2001. GC/MS analysis of polybrominated diphenyl ethers in fish collected from the Inland Sea of Seto, Japan. Chemosphere 44: 1325-1331. ARCADIS Gedas NV, Schrauwen G, 2005. Verslag: 3M te Zwijndrecht: bespreking status beschrijvend bodemonderzoek ter hoogte van Blokkersdijk + aanpak ecotoxicologische risico-evaluatie. Ashley JTF, Libero D, Halscheid E, Zaoudeh L, Stapleton HM, 2007. Polybrominated diphenyl ethers in American Eels (Anguilla rostrata) from the Delaware River, USA. Bull Environ. Contam. Toxicol. 79: 99-103. Barber JL, Berger U, Chaemfa C, Huber S, Jahnke A, Temme C, Jones K, 2007. Analysis of per- and polyfluorinated alkyl substances in air samples from Northwest Europe. J. Environ. Monit. 9: 530–541. Bernsmann, T, Fürst P, 2008. Determination of perfluorinated compounds in human milk. Prepared for DIOXIN 2008, Organohalogen Compounds, in press. Björklund JA, Thuresson K, de Wit CA, 2009. Perfluoroalkyl Compounds (PFCs) in indoor dust: concentrations, human exposure estimates, and sources. Environ. Sci. Technol. 43: 2276-2281. Bocio A, Llobet JM, Domingo JL, Corbella J, Teixido A, Casas C, 2003Polybrominated Diphenyl Ethers (PBDEs) in Foodstuffs:Human Exposure through the Diet. J. Agric. Food Chem, 51, 3191-3195 3191. Boulanger B, Peck AM, Schnoor JL and Hornbuckle KC, 2005 Mass budget of perfluoroctane surfactans in lake Ontario. Environ. Sci. Technol. 392: 47-79. Bragigand V, Amiard-Triquet C, Parlier E, Boury P, Marchand P, El Hourch M, 2006. Influence of biological and ecological factors on the bioaccumulation of polybrominated diphenyl ethers in aquatic food webs from French estuaries. Sci. Total Environ. 368: 615– 626. Calafat AM, Needham LL, Kuklenyik Z, Reidy JA, Tully JS, Aguilar-Villalobos A, Naeher LP, 2006. Perfluorinated chemicals in selected residents of the American continent. Chemosphere 63: 490–496. Calafat AM, Wong L-Y, Kuklenyik Z, Reidy JA and Needham LL, 2007. Polyfluorinated chemicals in the U.S. population: Data from the national Health aand Nutrition Examination Survey (NHANES) 2003-2004 and comparisons with NHANES 1999-2000. Environmental Health Perspectives 115: 1596-1602. Characterization of risk for general population exposure to perfluorooctanoate. Regulatory Toxicology and Pharmacology 39: 363-380.
121
Chen D, Mai BX, Song J, Sun QH, Quanhui, Luo Y, Luo XJ, Zeng EY, Hale RC, 2007. Polybrominated diphenyl ethers in birds of prey from Northern China. Environ. Sci. Technol. 41: 1828-1833. Covaci A, de Boer J, Ryan JJ, Voorspoels S, Schepens P, 2002. Distribution of Organobrominated and Organochlorinated Contaminants in Belgian Human Adipose Tissue. Environmental Research Section A.88: 210 – 218. Covaci A, Voorspoels S, 2005a. Optimization of the determination of polybrominated diphenyl ethers in human serum using solid-phase extraction and gas chromatographyelectron capture negative ionization mass spectrometry. Journal of Chromatography B, 827: 216–223. Covaci A, Bervoets L, Hoff P, Voorspoels S, Voets J, Van Campenhout K, Blust R and Schepens P, 2005b. Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in freshwater mussels and fish from Flanders, Belgium. J. Environ. Monit. 7: 132-136. Covaci A, Voorspoels S, Roosens L, Jacobs W, Blust R, Neels H, 2008. Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in human liver and adipose tissue samples from Belgium. Chemosphere 73: 170-175. Corsolini S, Kannan K, 2004. Perfluorooctanesulfonate andrelated fluorochemicals in several organisms including humans from Italy. Organohalogen Compd. 66: 4079–4085. Dauwe T, Van de Vijver K, De Coen W, Eens M, 2007. PFOS levels in the blood and liver of a small insectivorous songbird near a fluorochemical plant. Environ. Int. 33: 357–361. de Voogt P, Sáez M, 2006. Analytical chemistry of perfluoroalkylated substances Trends Anal. Chem. 25: 326-342. D’Hollander W, 2006. Verspreiding van perfluoroctaansulfonaat (PFOS) in een terrestrische voedselketen. Thesis met promotor De Coen W, en copromotoren Bervoets L en Meyer J. Dirtu AC, Ravindra K, Roosens L, Grieken R, Neels H, Blust R, Covaci A, 2008. Fast analysis of decabrominated diphenyl ether using low-pressure gas chromatography– electron-capture negative ionization mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1186: 295-301. Ehresman DJ, Froehlich JW, Olsen GW, Chang S-C, Butenhoff JL, 2007. Comparison of human whole blood, plasma, and serum matrices for the determination of perfluorooctanesulfonate (PFOA), and other fluorochemicals. Environ. Res. 103: 176– 184. EPA (Environmental Protection Agency), 2006 SAB Report Perfluorooctanoic Acid Human Health Risk Assessment Review Panel (PFOA Review Panel). Ericson I, Gomez M, Nadal M, van Bavel B, Lindstorm G and Domingo JL. Perfluorinated chemicals in blood of residents in Catalonia (Spain) in relation to age and gender: A pilot study. Environ. Int. 33: 616–623. Ericson I, Marti-Cid R, Nadal M, van Bavel B, Lindstrom G, Domingo JL, 2008. Human exposure to perfluorinated chemicals through the diet: intake of perfluorinated compounds in foods from the Catalan (Spain) market. J. Agric. Food Chem. 56: 1787–1794. Hekster F, Laane RWPM, de Voogt P, 2003. Environmental and toxicity effects of perfluoroalkylated substances, Rev. Environ. Contam. Toxicol. 179: 99-121. Fei C, McLaughlin JK, Tarone RE, Olsen J, 2007. Perfluorinated chemicals and fetal growth: A study within the Danish National Birth Cohort. Environmental Health Perspectives 115: 1677-1682. FSA (Food standards agency), 2006. Fluorinated chemicals: UK dietary intakes. Food Survey Information Sheet 11/06, London, UK. Fromme H, Midasch O, Twardella D, Angerer J, Boehmer S, Liebl B, 2007a. Occurence of perfluorinated substances in adult German population in Southern Bavaria. Int Arch Occup Environ Health 80: 313-319.
122
Fromme H, Albrecht M, Angerer J, Drexler H, Gruber L, Schlummer M, Parlar H, Körner W, Wanner A, Heitmann D, Roschera E, Boltea G, 2007b. Integrated Exposure Assessment Survey (INES) Exposure to persistent and bioaccumulative chemicals in Bavaria, Germany. Int. J. Hyg. Environ.-Health 210: 345–349. Fromme H, Schlummer M, Möller A, Gruber L, Wolz G, Ungewiß J, Böhmer S, Dekant W, Mayer R, Liebl B, Twardella D, 2007c. Exposure of an adult population to perfluorinated substances using duplicate diet portions and biomonitoring data. Environ. Sci. Technol. 41: 7928–7933. Fromme H, Nitschke L, Kiranoglu M, Albrecht M, Völkel W, 2008. Perfluorinated substances in house dust in Bavaria, Germany. Prepared for DIOXIN 2008, Organohalogen Compounds, in press. Giesy JP & Kanan K, 2001. Global distribution of perfluorooctane sulfonate in wildlife. Environ. Sci. and Technol. 35: 1339-1342. Gomara B, Herrero L, Ramos JJ, Mateo JR, Fernandez MA, Garcia JF, Gonzalez MJ, 2007. Distribution of Polybrominated Diphenyl Ethers in Human Umbilical Cord Serum, Paternal Serum, Maternal Serum, Placentas, and Breast Milk from Madrid Population, Spain. Environ. Sci. Technol. 41: 6961-6968. Gomara B, Herrero L, Gonzalez MJ, 2006. Survey of Polybrominated Diphenyl Ether Levels in Spanish Commercial Foodstuffs. Environ. Sci. Technol. 40: 7541-7547. Goosey E, Abou-Elwafa AM, Harrad S, 2008. Dust from primary school and nursery classrooms in the UK: Its significance as a pathway to exposure to PFOS, PFOA, HBCDs and TBBP-A. Organohalogen Compd 70: 855–858. Guruge KS, Taniyasu S, Yamashita N, Wijeratna S, Mohotti KM, Seneviratne HR, Kannan K, Yamanaka N and Miyazaki S, 2005. Perfluorinated organic compounds in human blood serum and seminal plasma: a study of urban and rural tea worker populations in Sri Lanka. Journal of Enivironmental Monitoring 7: 371-377. Hajslova J, Pulkrabova J, Poustka J, Cajka T, Randak T, 2007. Brominated flame retardants and related chlorinated persistent organic pollutants in fish from river Elbe and its main tributary Vltava. Chemosphere 69: 1195-1203. Hansen KJ, Clemen LA, Ellefson ME, Johnson HO, 2001. Compound-specific, quantitative characterization oforganic fluorochemicals in biological matrices. Environ.Sci. Technol. 35: 766–770. Harada K, Saito N, Inoue K, Yoshinaga T, Watanabe T, Sasaki S, Kamiyama S, Koizumi A, 2004. The influence of time, sex and geographical factors on levels of perfluorooctane sulfonate in human serum over the last 25 years. J. Occup. Health 46:141–147. Harada K, Nakanishi S, Saito N, Tsutsui T, Koizumi A, 2005. Airborne perfluorooctanoate may be a substantial source contamination in Kyoto area, Japan. Bull. Environ.Contam. Toxicol. 74: 64–69. Harada K, Nakanishi S, Sasaki K, Furuyama K, Nakayama S, Saito N, Yamakawa K, Koizumi A, 2006. Particle size distribution and respiratory deposition estimates of airborne perfluorooctanoate and perfluorooctanesulfonate in Kyoto area, Japan. Bull. Environ. Contam.Toxicol. 76: 306–310. Harrad S, Ibarra C, Diamond M, Melymuk L, Robson M, Douwes J, Roosens L, Dirtu AC, Covaci A, 2008. Polybrominated diphenyl ethers in domestic indoor dust from Canada, New Zealand, United Kingdom and United States. Environment International 34: 232238. Harrad S, Abou-Elwafa Abdallah M, Covaci A, 2009. Causes of variability in concentrations and diastereomer patterns of hexabromocyclododecanes in indoor dust. Environment International 35: 573-579.
123
Hinderliter PM, Mylchreest E, Gannon SA, Butenhoff JL, Kennedy GL, 2005. Perfluorooctanoate: placental and lactational transport pharmacokinetics in rats. Toxicology 211: 139–148. Hoff PT, Scheirs J, Van de Vijver K, Van Dongen W, Esmans EL, Blust R, De Coen W, 2004. Biochemical effect evaluation of perfluorooctane sulfonic acid-polluted wood mice (Apodemus sylvaticus). Environmental Health Perspectives 112: 1-6. Hoff PT, Van Campenhout K, Van de Vijver K, Covaci A, Bervoets L, Moens L, Huyskens G, Goemans G, Belpaire C, Blust R, De Coen W, 2005a. Perfluorooctane sulfonic acid and organohalogen pollutants in liver of three freshwater fish species in Flanders (Belgium): relationships with biochemical and organismal effects. Environmental Pollution 137: 324-333. Hoff PT, Van de Vijver K, Dauwe T, Covaci A, Maervoet J, Eens M, Blust R, De Coen W, 2005b. Evaluation of biochemical effects related to perfluoroctane sulfonic acid exposure in organohalogen-contaminated great tit (Parus major) and blue tit (Parus caeruleus) nestlings. Chemosphere 61: 1558-1569. Hoff PT, Van de Vijver K, Van Dongen W, Esmans EL, Blust R, De Coen W, 2003. Perfluorooctane sulfonic acid in bib (Trisopterus luscus) and plaice (Pleuronectes platessa) from the Western Scheldt and the Belgian North Sea: Distribution and biochemical effects. Environmental Toxicology and Chemistry 22: 608-614. Holmström KE, Berglund M and Järnberg U, 2005. Exposure to perfluorinated acids in 108 Swedish women in relation to methylmercury and fish consumption. Poster ANA003.. Fluoros" 9th International Symposium on Fluorinated Alkyl Organics in the Environment, August 2005, Toronto, Canada. Hölzer J, Midasch O, Rauchfuss K, Kraft M, Reupert R, Angerer J, Kleeschulte P, Marschall N, Wilhelm M, 2008. Biomonitoring of perfluorinated compounds in children and adults exposed to perfluorooctanoate (PFOA)-contaminated drinking water. Environ. Health Perspect. 116: 651–657. IARC (1990) Some flame retardants and textile chemicals, and exposures in the textile manufacturing industry. Monogr. Eval. Carcinog. Risk Hum. 48: 73-84. Inoue K, Okada F, Ito R, Kato S, Sasaki S, Nakajima S, Uno A, Saijo Y, Sata F, Yoshimura Y, Kishi R, Nakazawa H, 2004. Perfluorooctane sulfonate (PFOS) and related perfluorinated compounds in human maternal and cord blood samples: Assessment of PFOS exposure in a susceptible population during pregnancy. Environmental Health Perspectives 112: 1204-1207. Janak K, Covaci A, Voorspoels S, Becher G, 2005. Hexabromocyclododecane in Marine Species from the Western Scheldt Estuary: Diastereoisomer- and Enantiomer-Specific Accumulation. Environ. Sci. Technol. 39: 1987-1994. Jaspers VLB, Covaci A, Voorspoels S, Dauwe T, Eens M, Schepens P, 2006. Brominated flame retardants and organochlorine pollutants in aquatic and terrestrial predatory birds of Belgium: Levels, patterns, tissue distribution and condition factors. Environmental Pollution 139: 340-352 Jin Y, Saito N, Harada KH, Inoue K and Koizumi A, 2007. Historical trends in human serum levels of perfluorooctanoate and perfluoroctanoate sulfonate in Shenyang, China. Tohoku Journal of Experimental Medicine 212: 63-70. Kannan K, Corsolini S, Falandysz J, Fillmann G, Senthil Kumar K, Loganathan BG, Mohd MA, Oliveiro J, Van Wouwe N, Yang JH, Aldous KM, 2004 Perfluorooctane sulfonate and related fluorochemicals in human blood from several countries. Environ. Sci.Technol. 38: 4489-4495. Kannan K, Corsolini S, Falandysz J, Oehme G, Focardi S, Giesy JP, 2002. Perfluorooctanesulfonate and related fluorinated hydrocarbons in marine mammals,
124
fishes, and birds from coasts of the Baltic and the Mediterranean Seas. Environ. Sci. Technol. 36: 3210–3216. Kärrman A, van Bavel B, Järnberg U, Hardell L, Lindström G, 2004. Levels of perfluoroalkylated compounds in whole blood from Sweden. Organohalogen Compd. 66: 4058–4062. Kärrman A, van Bavel B, Järnberg U, Hardell L and Lindström G, 2006a. Perfluorinated chemicals in relation to other persistent organic pollutants in human blood. Chemosphere 64: 1582-1591. Kärrman A, Mueller JF, Van Bavel B, Harden F, Toms L-M L and Lindström G, 2006b. Levels of 12 perfluorinated chemicals in pooled Australian serum, collected 2002-2003, in relation to age, gender and region. Environ. Sci. Technol. 40: 3742-3748. Kärrman A, Ericson I, van Bavel B, Darnerud PO, Aune M, Glynn A, Lignell S and Lindström G, 2007. Exposure of perfluorinated chemicals through lactation: Levels of matched human milk and serum and a temporal trend, 1996–2004, in Sweden. Evironmental Health perspectives 115: 226-230. Kawashima Y, Suzuki S, Kozuka H, 1994. Effects of prolonged administration of perfluoroctanoic acid on hepatic activities of enzymes which detoxify peroxide and xenobiotic in the rat. Toxicology 93: 85-97. Kim S-K & Kannan K, 2007. Perfluorinated acids in air, rain,snow, surface runoff, and lakes: relative importance of pathways to contamination of urban lakes. Environ. Sci. Technol. 41: 8328–8334. Kozuka H, Yamada J, Horie S, Watanabe T, Suga T, Ikeda T, 1991. Characteristics of induction of peroxisomal fatty-acid oxidation-related enzymes in rat lever by drugs – Relationships between structure and inducing activity. Biochemistry and Pharmacology 41: 617-623. Kubwabo C, Vais N, Benoit FM, 2004. A pilot study on the determination of perfluorooctanesulfonate and other perfluorinated compound in blood of Canadians. J. Environ. Monit. 6: 540–545. Kubwabo C, Stewart B, Zhu J, Marro L, 2005. Occurrence of perfluorosulfonates and other perfluorochemicals in dust from selected homes in the city of Ottawa, Canada. Journal of Environmental Monitoring 7: 1074-1078. Kunisue T, Takayanagi N, Isobe T, Takahashi S, Nose M, Yamada T, Komori H, Arita N, Ueda N, Tanabe S, 2007. Polybrominated diphenyl ethers and persistent organochlorines in Japanese human adipose tissues. Environment International 33: 1048–1056. Lee PJ, Bernier ET, Fujimoto GT, Shia J, Young MS, Di Gioia AJ, 2008. Acquity UPLC system solution for quantifying trace levels of perlfuorinated compounds with an Acquity PFC analysis kit, Application note Waters. Loos R, Wollgast J, Huber T, Hanke G, 2007. Polar herbicides, pharmaceutical products, perflourooctanesulfonate (PFOS), perfluorooctanoate (PFOA), and nonylphenol and its carboxylates and ethoxylates in surface and tap waters around lake Maggiore in Northern Italy. Analytical Bionanalytical Chemistry 387:1469-1478. Martin JW, Kannan K, Berger U, de Voogt P, Field J, Franklin J, Giesy JP, Harner T, Muir DCG, Scott B, Kaiser M, Jarnberg U, Jones KC, Mabury SA, Schroeder H, Simcik M, Sottani C, Van Bavel B, Karrman A, Lindstrom G, van Leeuwen S, 2004. Environ. Sci. Technol. 38: 248A. Midasch O, Schettgen T, Angerera J, 2006. Pilot study on the perfluorooctanesulfonate and perfluorooctanoate exposure of the German general population. Interantional Journal of Hygiene and Environmental and Enivironmental Health 209: 489–496.
125
Moriwaki H, Yumiko T, Arakawa R, 2003. Concentrations of perfluorooctane sulfonate (PFOS) and perfluorooctanoic acid (PFOA) in vacuum cleaner dust collected in Japanese homes. Journal of Environmental Monitoring 5: 753-757. Naert C, Piette M, Bruneel N, Van Peteghem C, 2006. Occurrence of Polychlorinated Biphenyls and Polybrominated Diphenyl Ethers in Belgian Human Adipose Tissue Samples. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 50: 290-296. Naert C, Van Peteghem C, Kupper J, Jenni L, Naegeli H, 2007. Distribution of polychlorinated biphenyls and polybrominated diphenyl ethers in birds of prey from Switzerland. Chemosphere 68: 977–987. Nakata A, Katsumata T, Iwasaki Y, Ito R, Saito K, Izumi S, Makino T, Kishi R, Nakazawa H , 2007. Measurement of perfluorinated compounds in human milk and house dust. Organohalogen Compd 69: 2844–2846. OECD (Organisation for Economic Co-operation and Development), 2002. Hazard assessment of perfluorooctane sulfonate (PFOS) and its salts. Rapport ENV/JM/RD(2002)17/FILAN. 362p. Olsen G, Church T, Larson E, van Belle G, Lundberg JK, Hansen KJ, Burris JM, Mandel J, Zobel L, 2004. Serum concentrations of perfluorooctanesulfonate and other fluorochemicals in an elderly population from Seattle, Washington. Chemosphere 54: 1599–1611. Olsen GW, Burris JM, Burlew MM, Mandel JH, 2003. Epidemiologic assessment of worker serum perfluoroctanesulfonate (PFOS) and perfluorooctanoate (PFOA) concentrations and medical surveillance examinations. Journal of Occupational and Environmental Medicine 45: 260-270. Olsen GW, Burris JM, Ehresman DJ, Froelich JW, Seacat AM, Butenhoff JL and Zobel LR, 2007. Half-life serum elimination of perfluorooctanesulfonate, perfluorohexanesulfonate, and perfluorooctanoate in retired fluorochemical production workers. Environmental Health Perspectives 115: 1298-1305. Olsen GW, Huang HY, Helzlsouer KJ, Hansen KJ, Butenhoff JL, Mandel JH, 2005. Historical comparison of perfluorooctanesulfonate, perfluorooctanoate, and other fluorochemicals in human blood. Environmental Health Perspectives 113: 539-545. PERFORCE (Perfluorinated organic compounds in the European environment) FP6-NEST. Specific targeted research projcet, 2006. Institute for Biodiversity and Ecosystem Dynamics, Universiteit van Amsterdam. Powley R, George W, Ryan W and Buck C, 2005. Matrix effect free analytical methods for determination of perfluorinated carboxylic acids in environmental matrixes. Analytical Chemistry, 77: 6353-6358. Prevedouros K, Cousins IT, Buck RC, Korzeniowski SH, 2006. Sources, Fate and Transport of Perfluorocarboxylates Environ. Sci. Technol. 40: 32-44. Roosens L, Neels H, Koppen G, Schoeters G, Nelen V, van Larebeke N, Blust R, Covaci A, In voorbereiding. Determination of the PBDE levels in pooled blood samples from Flanders. Schecter A., Harris TR., Shah N., Musumba A, Papke O, 2008. Brominated flame retardants in US food. Mol. Nutr. Food Res. 52: 266 – 272. Schlummer M, Gruber L, Fromme H, 2008. Human exposure to perfluorinated compounds via food. Poster, Idstein, Germany. June 26-28, 2008. Schrap SM, Pijnenburg AMCM, Geerdink RB, 2004. Geperfluoreerde verbindingen in Nederlands oppervlaktewater; een screening in 2003 van PFOS en PFOA RIKZ rapport 2004037 Rijkswaterstaat/ Rijksinstituut voor Kust en Zee, Den Haag. Skutlarek D, Exner M and Färber H, 2006. Perfluorinated surfactans in surface and drinking waters. Environmental Science and Pollution Research 13: 299-307.
126
So MK, Yamashita N, Taniyasu S, Jinang Q, Giesy JP, Chen K and Lam PK, 2006. Health riks in infants associated with exposure to perfluorinated compounds in human breast milk from Zhoushan, China. Environ. Sci. Technol. 40: 751-720. Stock NL, Furdui VI, Muir DCG and Mabury SA, 2007. Perfluoralkyl contaminants in the Canadian Artic: Evidence of atmospheric transport and local contamination. Environ. Sci. Techno. 41: 3529-3536. Strynar MJ and Lindstrom AB, 2008. Perfluorinated compounds in house dust from Ohio and North Carolina, USA. Environ. Sci. Technol. 42: 3751-3756. Suchenwirth RHR, Jürling H, Huppermann R, Bücking M, 2006. Perlfuorierte AlkylSubstanzen (PFAs) in der Muttermilch. Ergebnisse und vorläufige Berwertungen einer Pilotstudie des niedersächsischen Landesgesundheitsamtes. NGLA Umweltund Gesundheit 2006; Report 3. Sugita K, Koyano M, Endo O, Watanabe T, Yamashita N, Ushiyama A, Suzuki G, 2007. Perfluorinated compound levels in urban airborne particles – recent aspects in Tokyo area. Organohalogen Compd. 69: 2885–2888. Taniyasu S, Kannan K, Horii Y, Hanari N and Yamashita N, 2003. A survey of perfluorooctane sulfonate and related perfluorinated organic compounds in water, fish, birds, and humans from Japan. Environ. Sci. Technol. 37: 2634-2639. Taniyasu S, Kannan K, Ka So M, Gulkowska A, Sinclair E, Okazawa T, 2005. Analysis of fluortelomer alcohols, fluortelomer acids and short- and long- chain perfluorinated acids in water and biota. J. Chrom. A. 1093: 89-97. Tao L, Kannan K, Wong CH, Arcaro KF and Butenhoff JL, 2008. Perfluorinated compounds in human milk form Massachusetts, U.S.A. Environ. Sci. Technol. 42: 3096-3101. Tittlemier SA, Pepper K, Edwards L, Tomy G, 2005.Development and characterization of a solvent extractiongas chromatographic/mass spectrometric method for the analysis of perfluorooctanesulfonamide compounds in solid matrices. J. Chromatogr. A 1066: 189– 195. Tittlemier SA, Edwards L, Pepper K, 2006. Concentrations perfluorooctane sulfonamides in Canadian total diet study composite food samples collected between 1992 and 2004. J. Agric. Food Chem. 54: 8385–8389. Tittlemier SA, Pepper K, Seymour C, Moisey J, Bronson R, Cao X-L and Dabeka RW, 2007. Dietary exposure of Canadians to perfluorinated carboxylates and perfluorooctane sulfonate via consumption of meat, fish, fast foods, and fast food items prepared in their packaging. Journal of Agricultural and Food Chemistry 55: 3203-3210. Tomy GT, Budakowski W, Halldorson T, Helm PA, Stern GA, Friesen K, Pepper K, Tittlemier SA, Fisk AT, 2004. Fluorinated Organic compounds in an Eastern Arctic marine food web. Environ. Sci. Technol. 38: 6475-6481. Ubel F, Sorenson S, Roach D, 1980. Health status of plant workers exposed to fluorochemicals: a preliminary report. American Industrial Hygiene Association Journal 41: 584-589. US EPA, 2001. Analysis of PFOS, FOSA, and PFOA from various food matrices using HPLC electrospray/mass spectrometry. 3M Study conducted by Centre Analytical Laboratories, Inc. /http://www.ewg.org/files/multicity_-full.pdf, [accessed 4 January 2008]. US EPA, 2003. Preliminary risk assessment of the developmental toxicity associated with exposure to perfluorooctanoic acid and its salts. US. Environmental Protection Agency – Office of Pollution Prevention and Toxins. 61p. Van de Vijver IK, Hoff PT, Van Dongen W, Esmans E, Blust R and De Coen W, 2003a. Exposure patterns of perfluorooctane sulfonate in aquatic invertebrates from the Western Scheldt estuary and the southern North Sea. Environ. Toxicol. Chem. 22: 2037-2041.
127
Van de Vijver IK, Hoff PT, Das K, Van Dongen W, Esmans EL, Jauniaux T, Bouquegneau JM, Blust R. and De Coen W, 2003b. Perfluorinated chemicals infiltrate ocean waters: Link between exposure levels and stable isotope ratios in marine mammals. Environ. Sci. Technol. 37: 5545-5550. Van den Heuvel-Greve M, Leonards P, Vethaak D, 2006. Dioxineonderzoek Westerschelde: meting van gehalten aan dioxinen, dioxineachtige stoffen en andere mogelijke probleemstoffen in visserijproducten, sediment en voedselketens van de Westerschelde] Rapport RIKZ, 2006011 RIKZ: Middelburg, The Netherlands 80 pp. Van den Steen E, Dauwe T, Covaci A, Jaspers VLB, Pinxten R, Eens M, 2006. Within- and among-clutch variation of organohalogenated contaminants in eggs of great tits (Parus major). Environ. Poll. 144: 355-359. van Leeuwen SPJ, Karrman A, Van Bavel B, de Boer J, Lindstrom G, 2006. Struggle for Quality in Determination of Perfluorinated Contaminants in Environmental and Human Samples. Environ. Sci. Technol. 40: 7854-7860. van Leeuwen SPJ & de Boer J, 2007. Extraction and clean-up strategies for the analysis of poly- and perfluoroalkyl substances in environmental and human matrices. Journal of Chromatography 1153: 172-185. van Leeuwen SPJ, Swart CP,. van der Veen I, de Boer J, 2009. Significant improvements in the analysis of perfluorinated compounds in water and fish: Results from an interlaboratory method evaluation study. J. Chromatogr. A 1216, 401. Völkel W, Genzel-Borovicze´ny O, Demmelmair H, Gebauer C, Koletzko B, Twardella D, Raab U, Fromme H, 2008. Perfluorooctane sulfonate (PFOS) and perfluorooctanoic acid (PFOA) in human breast milk. Results of a pilot study. Int. J. Hyg. Environ. Health. 211: 440-446. Voorspoels S, Covaci A, Jaspers VB, Neels H, Schepens P, 2007. Biomagnification of PBDEs in Three Small Terrestrial Food Chains. Environ. Sci. Technol. 41: 411-416. Voorspoels S, Covaci A, Lepom P, Escutenaire S, Schepens P, 2006. Remarkable Findings Concerning PBDEs in the Terrestrial Top-Predator Red Fox (Vulpes vulpes). Environ. Sci. Technol. 40: 2937-2943. Voorspoels S, Covaci A, Lepom P, Jaspers VLB, Schepens P, 2006. Levels and distribution of polybrominated diphenyl ethers in various tissues of birds of prey. Environmental Pollution 144: 218-227. Voorspoels S, Covaci A, Schepens P, 2003. Polybrominated Diphenyl Ethers in Marine species from the Belgian North Sea and the Western Scheldt Estuary: Levels, Profiles, and Distribution. Environ. Sci. Technol. 37: 4348-4357. Voorspoels S., Covaci a., Neels H., Schepens P, 2007. Dietary PBDE intake: A market-basket study in Belgium. Environment International 33: 93–97. Wang Y, Yeung LWY, Taniyasu S, 2008. Perfluorooctane Sulfonate and Other Fluorochemicals in Waterbird Eggs from South China. Environ. Sci. Technol. 42: 81468151. Yamashita N, Kannan K, Taniyasu S, So MK, Okazawa T, Lam PKS, 2007. The interlaboratory trial of PFOS and PFOA measurements in water samples (ISO/TC14/SC2/WG56) Organohalogen Compd. 69: 990-993. Ye X, Strynar MJ, Nakayama SF, Varns J, Helfant L, Lazorchak J, Lindstrom AB, 2008. Perfluorinated compounds in whole fish homogenates from the Ohio, Missouri, and Upper Mississipi rivers, USA. Environ. Pollut. 156:1227-1232. Yeung LWY, So MK, Jiang G, Song M, Wu Y, Li J, Giesy JP, Guruge KS and Lam PKS, 2006. Perfluorooctanesulfonate and related fluorchemicals in human blood samples from China. Environ. Sci. Technol. 40: 715-720.
128
129
