Hopp til innhold
Lukk

Få varsel ved oppdateringer av «Metaller»

Hvor ofte ønsker du å motta varsler fra fhi.no? (Gjelder alle dine varsler)
Ønsker du også varsler om:

E-postadressen du registrerer her vil kun bli brukt til å sende ut nyhetsvarsler du har bedt om. Du kan når som helst avslutte og slette din e-postadresse ved å følge lenke i varslene du mottar.
Les mer om personvern på fhi.no

Du har meldt deg på nyhetsvarsel for:

  • Metaller

Oops, noe gikk galt...

... ta kontakt med nettredaksjon@fhi.no.

... last inn siden på nytt og prøv igjen.

Metaller

Publisert

Eksponering for metaller i uteluft kan føre til helseskader. For enkelte metaller har Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet fastsatt kriterier for hvilke nivåer som er trygge for de aller fleste.

Eksponering for metaller i uteluft kan føre til helseskader. For enkelte metaller har Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet fastsatt kriterier for hvilke nivåer som er trygge for de aller fleste.


Kilde: Miljødirektoratet og Folkehelseinstituttet.
Kilde: Miljødirektoratet og Folkehelseinstituttet.

Sammendrag - fakta om metaller

Mange metaller forekommer i luft, hovedsakelig bundet til svevestøv. Årsmiddelkonsentrasjoner av arsen (As), bly (Pb), kadmium (Cd), kobber (Cu), krom (Cr), kvikksølv (Hg), mangan (Mn), nikkel (Ni), sink (Zn) og vanadium (V) i uteluft blir overvåket enkelte steder i Norge. Overvåkningen skjer både med hensyn på lokal og langtransportert luftforurensning.

Metaller som slippes ut i atmosfæren spres over store områder, og kan ha potensial til å berøre en stor andel av befolkningen, først og fremst ved opptak i mat og drikke.

Utslippene kan komme fra ulike kilder, og industri er mange steder den viktigste. Trafikk kan også bidra til utslippene.

Helseeffekter

Aluminium, arsen, bly, kadmium, krom, kobber, jern, mangan, nikkel, vanadium og sink har blitt vurdert med hensyn til helseskadelige effekter, spesielt med tanke på inntak via inhalasjon. De fleste av disse metallene er kjent for å føre til helseskade i høye konsentrasjoner.

Metallene arsen, kadmium, krom og nikkel regnes som kreftfremkallende i mennesker, og forårsaker hovedsakelig kreft i luftveiene. Mange av metallene forårsaker dessuten skade i nyrene.

Bly, kvikksølv, mangan og arsen kan forårsake effekter i nervesystemet som endret adferd, samt nedsatt innlæring, hukommelse, konsentrasjon og reaksjonsevne. Videre kan kvikksølv, arsen og nikkel påvirke fosterutvikling og forårsake effekter på immunsystemet.

Enkelte av metallene har også vist effekter på hjerte- og karsystemet. Disse helseeffektene er hovedsakelig basert på studier i arbeidsmiljøet.

Det er uklart i hvilken grad metallene fører til helseskadelige effekter i konsentrasjoner som normalt finnes i uteluft. De fleste data tyder imidlertid på minimale effekter ved de konsentrasjoner som finnes i uteluft i Norge.

Det mangler mye kunnskap om ulike metaller i kombinasjon kan gi samvirkeeffekter og eventuelt hvordan. Til tross for at inntaket via inhalasjon ser ut til å være begrenset i forhold til andre inntaksveier, er opptaket via lungene generelt sett mer effektivt enn opptak via mage-tarmsystemet. Inhalasjon av metallholdig svevestøv vil også kunne forårsake lokale effekter i luftveiene.

Utsatte/følsomme grupper: Enkelte befolkningsgrupper regnes som ekstra følsomme for skadelige helseeffekter av metaller. Disse omfatter gravide, barn, individer med nyresvikt, individer med luftveis-, hjerte- og karsykdommer, eldre og røykere.

Luftkvalitetskriterier for metaller (årsmidler, unntatt vanadium):

Komponent

Luftkvalitetskriteriet

Arsen (As)

2 ng/m3

Bly (Pb)

0,1 μg/m3

Kadmium (Cd)

2,5 ng/m3

Krom (CR VI)

0,1 ng/m3

Kvikksølv (Hg)

0,2 μg/m3

Mangan (Mn)

0,15 μg/m3

Nikkel (Ni)

10 ng/m3

Vanadium (V)

0,2 μg /m3 (døgnmiddel)

Det er ikke fastsatt luftkvalitetskriterier for aluminium, jern, kobber eller sink, da det er mangel på kunnskap om helseeffekter ved de konsentrasjonene som finnes i uteluft, samt at luftkvalitetskriteriene for svevestøv også vil beskytte mot helseeffekter av disse metallene.

Aluminium (Al)

Aluminium finnes hovedsakelig i jordskorpen i silikater og som oksid. Viktige kilder for aluminium i luft er utslipp fra industri, fra partikler frigjort ved jorderosjon og fra slitasje av veidekke. For den generelle befolkningen har eksponering via mat mye større betydning enn via innånding. Studier av dyr og mennesker viser at aluminium kan gi irritasjon av luftveiene og effekter på nervesystemet, men i betydelig høyere konsentrasjoner enn det som den generelle befolkningen antage­ligvis utsettes for.
Mangel på kunnskap om eksponeringsforhold og lite kunnskap om helseeffekter ved lave (relevante) konsentrasjoner har ført til at Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet ikke har fastsatt noe luftkvalitetskriterium for aluminium.

Kilder, luftforurensningsnivåer og eksponering for aluminium

Egenskaper og kilder

Aluminium finnes hovedsakelig i jordskorpen som aluminiumoksid (Al2O3). Løseligheten av aluminium­salter (Al3+) er svært avhengig av pH, og aluminium vil være mer løselig ved lav (sur) pH. Ved sur nedbør kan derfor aluminium fra naturlige kilder (silikater, kryolitt, bauxitt) frigjøres. Dette kan føre til økte nivåer i drikkevann og mat. Aluminium i pulverform brukes blant annet i maling og som tilsetning i brensel.

Videre brukes aluminiumhydroksid i farmasøytiske og kosmetiske produkter [1]. Utslipp fra industri kan lokalt føre til økte nivåer av aluminium i luften. Partikler bestående av aluminiumsilikater kan frigjøres ved jorderosjon og transporteres med vind. Dessuten forekommer aluminium i stein som brukes i veidekke [2], og finnes således i svevestøv, spesielt i grovfraksjonen [3, 4].

Luftforurensningsnivåer i Norge

I EU-­prosjektet RAIAP ble det blant annet målt aluminiumkonsentrasjoner i svevestøv som ble innsamlet i Oslo i perioden 2001-­2002. Konsentra­sjonen av aluminium i disse målingene lå på rundt 5 μg/mg i finfraksjonen og på rundt 20 μg/mg i grovfraksjonen [3]. Dette skulle tilsvare ca 0,1 μg/m3. Prosjektet viste lignende konsentrasjonsnivåer i andre europeiske byer.

Eksponering

Aluminium kan tas opp via luftveiene ved inhalasjon, og oralt via mat og drikkevann. Folk flest eksponeres først og fremst via maten, mens drikkevannet samt lufteksponering bidrar lite. I industrien, hvor alumi­nium blir produsert og brukt, kan derimot arbeidere eksponeres for relativt høye konsentrasjoner i luft.

Eksponering via bruk av medikamenter med tilsetninger av aluminium kan overgå yrkesmessig eksponering. Opptaket av inhalert aluminium er estimert til 2 % av nivåene i luften, mens opptak som følge av oral eksponering via mat og drikkevann er estimert til å være 0,1­-0,4 % av nivåene der [1]. Den gjennomsnittlige eksponeringen for aluminium er 7­9 mg/dag via mat og 0,06 mg/dag via luft [1].

Helseeffekter av aluminium

Aluminium er et metall uten kjent essensiell biologisk funksjon i mennesker [5]. I blodet opptrer aluminium ofte bundet til transferrin, som er et transportprotein i blod. Mesteparten av kroppens innhold av aluminium finnes i beinvev (60 %), men betydelige mengder forekommer også i lunge (25 %).

Aluminium skilles hovedsakelig ut via nyrene (mer enn 95 %). Avhengig av eksponeringsmåte kan halveringstiden (tiden det tar for at halvparten av stoffet er utskilt fra kroppen) variere fra timer til år. Aluminium i beinvev har en halv­eringstid på flere år, mens annen type akkumulering (som i lunge) har betydelig lavere halveringstid (1 uke). Individer med nyreskader, samt nyfødte med lite utviklet blod­hjernebarriere og nyresystem, kan være mer mottagelige enn andre for skadelige effekter av aluminium.

Dyre- og cellekulturstudier

Toksiske effekter av aluminium avhenger av eksponeringstiden, fysisk-­kjemiske egenskaper av aluminium (pH, løselighet), eksponeringsmåten og fysiologisk status til den som eksponeres (for eksempel nyrefunksjon). Det er relativt tydelige indikasjoner på at høye konsentrasjoner av aluminium kan virke toksisk på nervesystemet.

Selv om eksperimentelle studier indikerer at aluminium kan ha negative effekter på prosesser som regnes som sentrale, er det fore­løpig ukjent hvordan aluminium kan forårsake skade på nervesystemet som helhet [5]. En rekke eksperimentelle studier har belyst aluminiums rolle i utvik­ling av Alzheimers sykdom, men det er ikke funnet noen klar sammenheng. Dessuten har flere studier rapportert økte nivåer av markører for oksidativt stress i dyr eksponert for aluminium [1].

Langvarig ekspo­nering for høye konsentrasjoner av aluminium ser ut til å kunne skade beinbygningen. Eksponering for aluminium via inhalasjon har vist seg å kunne føre til endringer i lungevevet med lekkasje av proteiner og lipider, og instillasjon i lungene har vist seg å kunne føre til lokale økninger av bindevev. Basert på resultater fra dyreforsøk regnes imidlertid aluminium som et stoff med et relativt lavt potensial for å forårsake skadelige helseeffekter, siden effektene kun er observert ved meget høye konsentrasjoner [1].

Befolkningsstudier

Det er funnet sammenhenger mellom yrkesmessig eksponering for aluminium i pulverform og fibrose (arrvevsdannelse) i lungene. Dessuten er det observert akutte plager som metallfeber, samt irritasjon i luft­veier og øyne. For den generelle befolkningen er 50 mg/m3 angitt som nedre grense for irritasjons­effekter [1].

I industrien kan arbeidere bli eksponert for aluminiumsaerosoler gjennom svevestøv. Hos arbeidere i aluminiumsindustrien er det observert økt forekomst av astmalignende symptomer, men disse symptomene er blitt forbundet med eksponering for andre forbindelser enn aluminium, slik som fluorid og svoveldioksid.

Aluminium settes også i sammenheng med allergiske reaksjoner, særlig ved yrkeseksponering [6], men omfanget i den generelle befolkningen er ukjent. Det er funnet signifikante sammenhenger mellom enkelte symptomer i nervesystemet og yrkesmessig eksponering for aluminium, men studiene har en rekke metodologiske svakheter når det gjelder beregninger av eksponeringen, som ofte representerer en blanding av aluminium og andre stoffer. Det er derfor usikkert om effekten som er beskrevet virkelig skyldes aluminiumseksponering eller om det er andre stoffer som har utløst helseskadene.

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for aluminium

Selv om det finnes en del holdepunkter for toksiske effekter av aluminium, spesielt i luftveissystemet og nervesystemet, er kunnskapen om eksponeringsfor­holdene så ufullstendig at vi har valgt ikke å fastsette noen luftkvalitetskriterier for aluminium. De fleste stu­diene tyder imidlertid på at høye konsentrasjoner av aluminium er nødvendig før å utløse helseeffekter, noe som vil tilsi at luftkvalitetskriteriene for svevestøv også vil beskytte mot helseeffekter av aluminium. Det å ikke fastsette egne lufkvalitetskriterier for aluminium er i overensstemmelse med internasjonale vurderinger [7].

Arsen (As)

Arsen finnes i store deler av jordskorpen, men i relativt lave konsentrasjoner. De viktigste kildene til arsen i luft er vulkanutbrudd, bakteriell nedbrytning av arsenforbindelser, impregnering av trevirke, tobakk og fossilt brensel som kull og olje.I luft er det rapportert bakgrunnsnivåer under 0,3 ng/m3. Arsen kan ha effekter på de fleste av kroppens organer, som luftveier, hud, hjerte­kar, mage­tarm, lever, nyre og nervesystemet. Det kan påvirke prosesser som utvikling og reproduksjon, samt ha immunologiske, gentoksiske og kreftfremkallende effekter. Den alvorligste effekten knyttet til arsen­eksponering via luft er utvikling av lungekreft.
Luftkvalitetskriterium for arsen er fastsatt til 2 ng/m3 som årsmiddelverdi.

Kilder, luftforurensningsnivåer og eksponering for arsen

Egenskaper og kilder

Arsen (As) finnes i store deler av jordskorpen, men i lave konsentrasjoner. Det er klassifisert som et metalloid, det vil si at stoffet har metall-­ og ikke-­metall­egenskaper. Arsen finnes både i organisk og uorganisk form. Uorganisk arsen kan forekomme i ulike oksida­sjonstrinn, som 5-­verdig As (V) og 3-­verdig As (III). Den vanligste uorganiske arsenforbindelsen i luft er arsen­ trioksid (As2O3), mens i vann, jord og mat finnes arsenforbindelser både i form av arsenat (AsO43-) og arsenitt AsO2). Arsentrioksid i atmosfæren forekommer i form av partikler. Kilder for arsenutslipp til luft er vulkanutbrudd, bakteriell nedbrytning av arsenforbindelser, impregnering brukt på trevirke, tobakk (sigarettrøyk) og fossilt brensel som kull og olje  [8].

Luftforurensningsnivåer i Norge

Det er store variasjoner i konsentrasjonen av arsen i luft. Bakgrunnsnivåene lå tidligere opp mot 1 ng/m3 i Norge, mens nivåene lå opp mot 30 ng/m3 i urbane områder i Europa og USA. Nivåene av arsen i luft er i dag reduserte som en følge av mindre bruk av kull til fyring og økt rensing av utslipp, og årsmiddelkonsen­trasjonene er stort sett under luftkvalitetskriteriet som vist i figur 1. I 2012 var maksimum årsmiddel­ verdi 2,26 ng/m3 og ble målt i Kristiansand. Målinger utført i et område nær metallurgisk industri viste en gjennomsnittskonsentrasjon for arsen på 1,1 ng/m3. Bakgrunnsnivåene på stasjoner på Andøya, Birkenes og Svalbard lå på mellom 0,1 og 0,3 ng/m3.

Norske myndigheter har vedtatt et mål om at vi kontinuerlig skal redusere utslipp og bruk av arsen i den hensikt å stanse bruk og utslipp innen 2020. I forurensnings­forskriften kapittel 7 om lokal luftkvalitet, ble målset­ningsverdien frem mot 2013 satt til en årsmiddel­konsentrasjon på 6 ng/m3 for arsen.

Eksponering

Arsen kan tas opp fra luft via luftveiene og oralt ved inntak av mat og vann som er kontaminert med arsen [9]. Den generelle befolkningen eksponeres for arsen hovedsakelig via inntak av kontaminert mat og drikke­ vann (0,13 til 0,56 µg/kg kroppsvekt/dag). Inntaket via luft utgjør i størrelsesorden en hundredel av inntaket via mat og vann.

Eksponeringen for den generelle befolkningen via luft er avhengig av nærheten til utslippskilder (smelteverk, kullkraftverk) og bruk og behandling av arsenholdige produkter (impregnert trevirke, sprøytemidler). Det viser seg at små barn kan ha et økt opptak av arsen ved å spise arsenholdig jord. Arbeidere i industrien som produserer arsen og arsen­holdige produkter kan eksponeres for relativt høye konsentrasjoner i luft.

Figur 1. Årsmiddelkonsentrasjon av arsen målt fra 2009 til 2012. Andøya, Birkenes og Zeppelinfjellet måler bakgrunns­nivåene av arsen. Grønn linje viser gjeldende luftkvalitetskriterium. Kilde: Sentral database for luftovervåkningsdata, 2013.
Figur 1. Årsmiddelkonsentrasjon av arsen målt fra 2009 til 2012. Andøya, Birkenes og Zeppelinfjellet måler bakgrunns­nivåene av arsen. Grønn linje viser gjeldende luftkvalitetskriterium. Kilde: Sentral database for luftovervåkningsdata, 2013.

Helseeffekter av arsen

Arsen kan ha effekter på de fleste av kroppens organer, som hud, luftveier, hjerte-karsystemet, mage-tarmsystemet, lever, nyre og nervesystemet. Det kan påvirke prosesser som utvikling og reproduksjon, samt ha immunologiske, gentoksiske og kreftfremkallende effekter [10]. Av de helseskadelige effektene forårsaket av arsen er utvikling av lungekreft den alvorligste [11].

Arsen kan foreligge både i organisk og uorganisk form, og toksisiteten av disse formene er ulik. De fleste tilfeller av human toksisitet er assosiert med uorga­niske arsenforbindelser som av denne grunn regnes som mer toksiske enn organiske arsenforbindelser [10, 12]. På bakgrunn av dette fokuseres det her på uorganisk arsen. Toksisiteten til arsen varierer med de forskjellige oksidasjonstrinnene, og As (III) tenderer til å være mer toksisk enn As (V).

Arsenholdig svevestøv deponeres i luftveiene hvor mesteparten blir absorbert. Absorpsjonshastigheten er lavere for lite løselige arsenforbindelser som arsen­sulfid og blyarsenat enn for løselige arsenforbindelser som arsenat og arsenitt. De tungtløselige arsenforbin­delsene kan derfor forbli i lungene i lang tid. Eksperi­menter indikerer at arsen absorbert fra lunge kan distribueres til hele kroppen og at nivåene er høyest i hud, hår og negler. Uorganisk arsen skilles ut via urin i løpet av noen få dager, men en liten mengde kan akkumuleres i kroppen i flere måneder [7].

Dyrestudier

De fleste laboratoriedyr er mindre følsomme for uorganisk arsen enn mennesker. Dette vanskeliggjør tolkningen av data fra dyreforsøk. Inhalasjon av høye konsentrasjoner uorganisk arsen førte imidlertid til irriterte luftveier, pusteproblemer, endringer i over­ flatelaget av celler i luftveiene og økt følsomhet for bakterieinfeksjoner i dyreforsøk. Økt følsomhet for infeksjoner er registrert ved lavere arsenkonsentrasjon enn andre helseeffekter. Eksponering av mus i 3 timer har vist effekt ved konsentrasjoner over 0,123 mg/m3 uorganisk arsen [13]. Det er også funnet effekter på foster, slik som lavere fødselsvekt, misdannelser og fosterdød. Effektene er observert ved konsentrasjoner som også fører til toksisitet hos moren [7].

Det er rapportert effekter på nervesystemet etter inhalasjon av høye doser uorganisk arsen. Det ble ikke funnet økt forekomst av kreft i voksne dyr etter inhalasjon, men flere studier viser at uorganisk arsen kan forårsake kreft i avkom fra mus eksponert i svangerskapet. Både arsenitt og arsenat kan øke forekomst av lungekreft ifølge studier hvor uorganisk arsen er tilsatt direkte til luftveiene (instillert) hos hamster [7].

For organiske arsenforbindelser er det lite toksisi­tetsdata etter inhalasjon, og kritiske effekter har ikke blitt identifisert. Mangel på egnede langtidsstudier gjør at det ikke er etablert noe nedre risikonivå ved inhalasjon verken av uorganiske eller organiske arsen­ forbindelser [7].

Befolkningsstudier

Eksponerte arbeidere har ofte rapportert irritasjon av slimhinner i nese og svelg ved eksponering for konsentrasjoner på 0,613 mg As/m3 og høyere. Økt dødelighet som en følge av luftveissykdommer er rapportert i studier av arsen­eksponerte arbeidere, men det er ikke klart om effektene i respirasjonssystemet skyldes direkte effekter av arsen på respirasjonsvevet, gene­relle effekter av partikler i lunger eller effekt av arsen på blodkar i lungene. Noen befolkningsstudier indikerer at inhalasjon av uorganisk arsen kan forårsake effekter på hjerte-­ og karsystemet. Slike effekter er velkjent ved inntak via mage­tarmkanalen. Også hudfor­andringer, som mørkere flekker og vortedannelser, er rapportert hos arbeidere.

Videre kan langvarig eksponering for arsen i arbeidsmiljøet føre til effekter på nervesystemet. Noen studier har også rapportert en sammenheng mellom eksponering for arsen og redu­sert intellektuell utvikling hos barn [14], men meka­nismene for disse effektene av arsen er ukjente. Det er observert effekter på fosterutvikling i flere arbeidsmil­jøstudier og i studier av det ytre miljø, hvor det har blitt observert en svak sammenheng mellom slike effekter og eksponering i nærheten av smelteverk.

Lungekreft regnes som den alvorligste helseskadelige effekten av arsen. Flere studier i arbeidsmiljø viser en sammenheng mellom lungekreft og eksponering for uorganiske arsenforbindelser, hovedsakelig arsentrioksidstøv [11]. Noen studier har også vist at befolkningen bosatt nær utslippskilder av uorganisk arsen, som smelteverk, har moderat forhøyet risiko for lungekreft [11]. Langtidseksponering for 0,07 mg As/m3 er assosiert med økt forekomst av lungekreft, mens ved lavere eksponeringer er sammenhengen mindre klar [14].­

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for arsen

”International Agency for Research on Cancer” (IARC) har klassifisert arsen som gruppe 1 karsinogen, det vil si at det finnes tilstrekkelig bevis for at stoffet er kreft­ fremkallende for mennesker.

I EUs 4. datterdirektiv om luftkvalitet ble det for arsen spesifisert en målsettingsverdi på 6 ng/m3, og dette er implementert i Norge [15, 16].

WHO har estimert en livstidskreftrisiko for arsen på 1,5 tilfeller per 1000 innbyggere ved eksponering for en luftkonsentrasjon på 1 µg/m3. Dette tilsier at livstids­ kreftrisiko er 1 tilfelle per 100 000 ved en luftkonsen­trasjon på 6,6 ng/m3.

Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet har fastsatt luftkvalitetskriterium for arsen på 2 ng/m3 som årsmiddelverdi. Denne eksponeringen tilsvarer en risiko på ett lungekrefttilfelle i en befolkning på 330 000 ved livslang eksponering.

Bly (Pb)

Bly er et tungmetall som forekommer både i uorganisk og organisk form. Blytilsetning i bensin var tidligere den dominerende kilden for bly i luft. I dag er blynivåene i luft svært lave på grunn av inn­føring av blyfri bensin. Bakgrunnsnivåene i Norge i dag ligger under 2 ng/m3 som årsmiddel. Bly forstyrrer enzymsystemer i kroppen. Bly kan dermed gi effekter på mange ulike organsystemer. De viktigste effektene er forstyrrelser av blod­dannelsen, effekter på nervesystemet (innlæring, hukommelse, konsentrasjonsevne, reaksjonsevne), nyrefunksjonen, og hjerte- og ­karsystemet. Disse effektene inntrer først ved blykonsentrasjoner som er langt høyere enn det som forekommer i uteluft i Norge i dag.
Luftkvalitetskriterium for bly er fast­satt til 0,1 µg/m3 som årsmiddel.

Kilder, luftforurensningsnivåer og eksponering for bly

Egenskaper og kilder

Bly (Pb) er et bløtt tungmetall som forekommer både i uorganisk og organisk form i luft. Metallet har ingen kjent biologisk funksjon og betraktes som et nevro­toksin [5]. På grunn av blytilsetning i bensinen var trafikk tidligere en dominerende kilde for bly i luft.

Innføring av blyfri bensin har imidlertid ført til en stor reduksjon av blyutslippene til luft (figur 2). I tillegg slippes bly ut fra industrien. Andre potensielle kilder for blyforurensning omfatter blant annet leketøy, kosmetikk, ammunisjon, gammel maling, farget glass og vann [17].

Figur 1. Reduksjon i blyutslipp fra biltrafikk i Norge, 1975-97. Data fra Norsk petroleumsinstitutt
Figur 2. Reduksjon i blyutslipp fra biltrafikk i Norge, 1975-97. Data fra Norsk petroleumsinstitutt. Figuren er hentet fra rapport NILU OR 69/98.

Luftforurensningsnivåer i Norge

Den naturlige bakgrunnen for bly i luft hadde i 2010 en konsentrasjon på under 0,6 ng/m3 på Andøya og Zeppelinfjellet, og under 2 ng/m3 på Birkenes (se figur 3). Grenseverdien i forurensingsforskriften kapittel 7 er 0,5 µg/m3.

Ved målinger utført ved et område nær et smelteverk er det beregnet en gjennomsnittskonsentrasjon for bly på 170 ng/m3. Den prosentvise andelen av bly i svevestøvet ved disse målingene var også høyere enn andelen i svevestøv samlet inn i et trafikkert område i Oslo i 2001­-2002, konsentrasjonen av bly i svevestøvet lå rundt 290 ng/mg i finfraksjonen og på rundt 250 ng/mg i grovfraksjonen [3]. Dette skulle tilsvare et blynivå på ca 2 ng/m3. Generelt sett var nivåene målt i Oslo lavere eller tilsvarende nivåene målt i svevestøvet i andre europeiske byer. Målinger utført i europeiske byer viser at særlig finfraksjonen av svevestøv fortsatt inneholder noe bly [3, 4].

Figur 2. Årsmiddelkonsentrasjon av bly målt ved bak­ grunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjellet i 2010. Konsentrasjonene ved disse målestasjonene ligger langt under luftkvalitetskriterium på 0,1 µg/m3 (årsmid­del)
Figur 3. Årsmiddelkonsentrasjon av bly målt ved bak­ grunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjellet i 2010. Konsentrasjonene ved disse målestasjonene ligger langt under luftkvalitetskriterium på 0,1 µg/m3 (årsmid­del). Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av lang­ transportert forurenset luft og nedbør.

Helseeffekter av bly

Det er rapportert en rekke helseskadelige effekter som følge av blyeksponering. Disse inkluderer forstyrrelser i bloddannelse, nervesystemet, nyrene og reproduksjon, samt hjerte­kar­, hepatiske, endokrine og gastro­-intestinale effekter. Toksisiteten av bly kan forklares med forstyrrelse av forskjellige enzymsystemer. Bly inaktiverer disse enzymene ved å binde til viktige grupper på det katalytiske setet (SH-­grupper) eller ved å fortrenge andre essensielle metallioner. En viktig effekt som brukes som markør for blyeffekter er forstyrrelse av heme-biosyntesen [8].

Mesteparten av bly som er deponert i luftveiene absorberes over i blodet og når ulike organer. Hos voksne finnes mesteparten av bly i beinvev. Halverings­ tiden i blod ligger mellom 20 og 40 dager, mens i beinvev er halveringstiden på flere år. Det er usikkert i hvilken grad bly fra beinvev kan mobiliseres ved ulike sykdommer og fysiologiske tilstander. Bly skilles ut i fra kroppen via nyrer og galle [19].

Barn regnes som spesielt følsomme når det gjelder helseeffekter av bly. De har et større opptak av bly sammenlignet med voksne [5], og kan i tillegg ha en økt eksponering for bly som følge av spising av blyholdige malingsflak, husstøv og jord (utforsking av omgivelsene etter hånd-­munn­-metoden). Eksponering av foster og nyfødte kan være spesielt skadelig på grunn av en mindre utviklet blod­hjernebarriere, og at en større andel av blymengden vil kunne nå hjernen. Det er også indikasjoner på at mangel på jern, sink og kalsium kan føre til økt tilbakeholdelse/akkumulering av bly i kroppen.

Dyrestudier

Forstyrrelse av bloddannelsen etter blyeksponering er den effekten som opptrer ved lavest konsentrasjon [11]. Dyrestudier indikerer også at bly kan ha nega­tive effekter på prosesser som regnes som sentrale i nervesystemet [5]. Blyeksponering av moren gjennom foret rundt fødselen er vist å påvirke nervesystemet til avkom med effekter på evnen til innlæring og hukom­melse. Denne effekten ser ut til å vedvare i voksen alder. Eksponering for høye doser av bly via mat ser ut til å være kreftfremkallende i nyrene hos rotter [11].

Befolkningsstudier

Ved langtidseksponering for lave konsentrasjoner av bly er det rapportert sammenhenger med effekter på bloddannelsen, nervesystemet, blodtrykk og hjerte­- og karsystemet og på nyrefunksjon [8]. I befolkningsstudier er det vist sammenheng mellom konsentra­sjonen av bly i blod og forstyrrelser i aktiveringen av enzymer som er sentrale i dannelsen av blod og røde blodceller. Dette er funnet både ved yrkeseksponering for bly, og hos voksne og barn i den generelle befolkningen. Effekter på nervesystemet, i form av nedsatt innlæring, hukommelse, konsentrasjon og reaksjonsevne, er også rapportert som følge av yrkes­messig eksponering.

Barn er funnet å være spesielt følsomme for effekter av bly på nervesystemet, særlig ved eksponering før og rett etter fødsel. Selv ved blodkonsentrasjoner under 100 µg/l er det rapportert effekter hos barn [5]. Det er også funnet assosiasjoner mellom forhøyede nivåer av bly i blod og hjerte- og ­kar­effekter, mens en annen studie setter spørsmålstegn ved rollen til bly som årsak for de observerte effektene (WHO 2000). Nyere befolkningsstudier indikerer en økt risiko for både total dødelighet og dødelighet knyttet til hjerte- og ­karsystemet, økt blodtrykk og tilfeller av hjerte- og ­karsykdom ved forhøyde nivåer av bly i blod og/eller bein [20]. Det er også funnet sammenhenger mellom bly i blod (rundt 100 µg/l) og tidlige markører for nyreeffekter [8]. Det er utilstrekkelig bevis for kreft­fremkallende effekter av bly på mennesker [8].

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for bly

WHOs rapport fra 2000 diskuterer relasjonen mel­lom konsentrasjonen av bly i blod og helseeffekter. Et kritisk nivå for bly i blod på 100 µg/l er foreslått. Det er beregnet at nivåer i luften på 1 µg bly/m3 bidrar til 50 µg/l i blodet. I tillegg kommer eksponeringen via mat og drikke. WHO har ikke foreslått noen retnings­linjeverdi, men anbefaler 0,5 µg/m3 som årsmiddel. I Europa­parlamentets og Rådets direktiv 2008/50/EC om luftkvaliteten og renere luft i Europa oppgis en grenseverdi for bly på 0,5 µg/m3 som årsmiddel [21].

Konsentrasjonen av bly i luft er betydelig redusert i de siste ti­årene og er nå svært lav, men det har også kommet studier som indikerer effekter av bly ved lavere nivåer enn tidligere antatt. Foster og spedbarn synes å være særlig følsomme for effekter av bly på nervesystemet. Blodkonsentrasjon mellom 50 og 100 µg/l bly har vist å gi effekter hos barn, noe som skulle tilsvare luftkonsentrasjon mellom 1 og 2 µg bly/m3. Dette brukes som det nedre nivået som gir skadelig effekt (LOAEL), og denne verdien må deles på en usikkerhetsfaktor på 10 (3 for bruk av LOAEL i stedet for NOAEL og 3,16 for interindividuelle forskjeller i farmakodynamikk).

Ut fra dette er et luftkvalitets­kriterium på 0,1 µg/m3 bly fastsatt som årsmiddel.

Jern (Fe)

Jern er et vanlig metall i jordskorpen, og foreligger oftest som oksider. I uteluft kan jern forekomme i svevestøv fra industri og fra slitasje av veidekke og bremser. Jern er et essensielt sporstoff. Kroppen trenger å få tilført en viss mengde hver dag, men for høye konsentrasjoner av jern kan gi uønskede helseeffekter. Opptak via luftveiene bidrar lite til effektene av jern i kroppen. Jern kan likevel ha uønskede effekter lokalt i luftveissystemet. Jern kan inngå i reduksjons­oksidasjonsreaksjoner i cellene, som kan føre til dannelsen av reaktive oksygenforbindelser. Dette kan utløse betennelsesreaksjoner, samt skader i celler og vev. Jern utgjør ofte en forholdsvis stor andel av metaller i svevestøv, men det er svake/usikre holdepunkter for at jern kan gi negative helseeffekter ved eksponering i uteluft. Det er mulig at jern sammen med andre metaller kan bidra til helseskade.
Ut fra en samlet vurdering er det ikke aktuelt å fastsette luftkvali­tetskriterium for jern.

Kilder, luftforurensingsnivåer og eksponering for jern

Egenskaper og kilder

Jern er det fjerde mest vanlige metallet i jordskorpen. Som oftest vil jern foreligge i ulike oksidasjonstrinn, både som 2-­ og 3-­verdig jern. Det finnes i mange forskjellige, uorganiske forbindelser som magnetitter, karbonater, sulfider, klorider og karbonyler. Den vanligste forbindelsen er Fe2O3. Jern brukes i en rekke forskjellige produkter fra armering av bygninger til jern­baserte pigmenter i farmasøytiske produkter.

Trafikk kan generere jernholdig støv ved slitasje av veidekke med jernholdige mineraler (eks. mylonitt og basalt), og jern kan frigjøres ved slitasje fra bremsene. Nær smelteverksindustri kan det være forhøyete nivåer av jern. Høye nivåer av jern er funnet i grovfraksjonen av svevestøv samlet inn i nærheten av togstasjoner. Det kan tyde på at togtrafikk kan være en viktig kilde for jern i luften på slike steder [4]. Dette støttes av at jerninnholdet i PM10­-partikler fra tunnelbanen i Stockholm ble målt til nesten 40 % av partikkelmassen [22].

Luftforurensningsnivåer i Norge

Det foreligger ikke systematiske målinger av jern i uteluft. Målinger (over lengre tid) av jerninnholdet i svevestøv i nærheten av metallindustri (Mo i Rana) viser konsentrasjoner mellom 1,5 og 4 μg Fe/m3. I disse analysene er kun prøver inkludert der nivåene over­skred 150 μg PM10/m3 i timesmiddel eller 50 μg/m3 i døgnmiddel. Gjennomsnittene for alle dager antas derfor å ligge en del lavere.

Ifølge målinger utført i EU­prosjektet RAIAP (uker­-måneder) lå konsen­trasjonen av jern i svevestøv fra Oslo ved forskjellige årstider i perioden 2001­-2002 på rundt 14 μg/mg i finfraksjonen, og på rundt 45 μg/mg i grovfraksjonen [3], noe som ville tilsi noe lavere jernnivå enn i Mo i Rana. Generelt sett var nivåene av jern i begge frak­sjonene fra Oslo litt høyere enn nivåene som ble målt i svevestøvet i andre europeiske byer. Konsentrasjonen av jern i støvet fra tunnelbaner ligger vesentlig høyere, rundt 80 μg/m3 ved en støvkonsentrasjon på 200 μg/m3.

Eksponering

Mennesker eksponeres for jern i både mat, vann og luft. Det meste av jerninntaket kommer fra maten. Anbefalt inntak er 9 til 15 mg/døgn for voksne.

Gjennomsnittlig inntak beregnet i Den norske mor og barn-­undersøkelsen synes å ligge noe lavere enn 9 mg. Inntaket via luft ligger i størrelsesorden på 1 % i gjennomsnitt av totalinntaket, men kan gi høyere andeler i spesielle områder og/eller under ugunstige meteorologiske forhold. Imidlertid vil inntak av jern via inhalasjon være bestemmende for jernnivået i luftveis­ systemet, og dermed for eventuelle uønskede effekter der.

Helseeffekter av jern

Kroppen til voksne menn og kvinner har en jern­konsentrasjon på henholdsvis 55 og 45 mg jern per kilo kroppsvekt. Kroppen har en rekke kontrollmekanismer for å sikre riktig opptak av jern [23]. Jern har mange biologiske funksjoner, er viktig for vekst og overlevelse, og er til stede i nesten alle kroppens celler. En vesentlig del av cellulært jern er knyttet til proteiner i form av hemokomplekser. De hyppigst forekommende hemoproteinene er hemoglobin og myoglobin, som fungerer som bærere av oksygen.

Kroppen har utviklet spesialiserte mekanismer og molekyler for opptak, transport og lagring av løsbart jern i en ikke-­giftig form. Jern endrer lett oksidasjonstrinn og danner komplekser med oksygen. Slike komplekser inngår i lagring og transport av oksygen innen alle oksygenkrevende organismer. Jern kan bindes til spesielle lagringsproteiner (ferritin) i celler og vil da ikke være reaktivt [24].

Siden opptaket av jern gjennom innånding er så lite sammenlignet med opptak via mat, vil denne eksponeringsveien i liten grad bidra til jernnivået i kroppen.

De vanligste formene for jern, Fe2O3 og Fe3O4, finnes i partiklene i luften, og er forholdsvis lite løselige i lungevæsken. Slike partikler vil derfor sannsynligvis bli tatt opp i spiseceller (makrofager), betennelsesceller (neutrofile) og epitelceller [25]. Dersom partiklene tas opp av lungeceller kan de løses opp der [26]. Evnen til å fjerne løselig jern fra luftveiene varierer med mengden av et spesifikt transportprotein i lungeepi­telet, og hemmet borttransport av metallet kan føre til skader i lungene [27]. Det er vist at lungeepitel har en opptaksmekanisme for to­verdige metallioner [27, 28], som fører til at løselig jern raskt overføres til blod og transporteres til andre organer. Dette påvirkes imidlertid av den til enhver tid foreliggende jernstatus [29].

Undersøkelser på friske mennesker viser også at inhalerte jernoksidpartikler kan påvirke epitelbarrieren slik at den blir mer gjennomtrengelig. Det kan derfor tenkes at flere partikler kan nå blodbanen uten at de må løses opp [30]. For høye konsentrasjoner av jern kan gi uønskede helseeffekter.

Eksperimentelle studier

Det er her fokusert på jernoksidpartikler/jern i svevestøvet (se for øvrig Svevestøv). Jernpartikler eller løselig jern vil kunne inngå i dannelse av reaktive oksygenforbindelser i celler, noe som kan føre til betennelsesreaksjoner og skade av celler og vev.

Det er vist at makrofager som ble eksponert for konsentrerte bypartikler (CAPs) med høyt innehold av jern, hadde redusert evne til å ta opp bakterier og drepe dem. Dersom jern i partiklene ble gjort utilgjengelig for makrofagene, forsvant effekten på bakterieopptaket. Dette kan tyde på at jern i partikler kan påvirke hvor effektive forsvarscellene i lungene er til å hindre infeksjoner [31]. Tilsvarende effekter ble funnet med partikler fra et område med et stort jernverk (Utah valley, USA) [32]. Både kullforbrenningspartikler og ”Utah valley partikler” har blitt vist å indusere frigjøring av betennelsesstoffer fra lunge­celler [33-­35], og det var den metallholdige fraksjonen av partiklene som utløste effekt. Disse resultatene ble stort sett bekreftet i dyreforsøk [36]. Selv om disse studiene tyder på at metaller spiller en viktig rolle, er det sannsynlig at andre metaller enn jern også bidrar til effektene.

Partikler fra en tunnelbane i Stockholm som inne­holder mye magnetitt (Fe3O4), er vist å gi skader på DNA, det vil si at partiklene er gentoksiske. Den gentoksiske effekten fra tunnelbane­partiklene er langt større enn effekten av partikler fra veitrafikk.

Effekten syntes ikke å være avhengig av løselig jern. Den større gentoksiske effekten kunne imidlertid ikke forklares ved andelen magnetitt eller andre para­metere, men antas å skyldes spesielt reaktive overflater på partiklene [37]. Jern og andre metaller kan bidra til den reaktive overflaten. I noen studier har man funnet interaksjoner mellom jern og andre partikkel­komponenter som er kjemisk veldig forskjellige.

Ultra­fint karbon og løselig jern ser ut til å forsterke hverandres effekter både når det gjelder dannelse av reaktive oksygenforbindelser i cellefritt system og målt som betennelsesreaksjoner i dyr [38]. Både gentoksisitet i cellekultur og evnen til å utløse celledød i rottelunge (apoptose) forsterkes når celler/dyr eksponeres for jernoksidpartikler dekket med benzo(a)pyren [39, 40]. Andre metaller kan også påvirke effekten av jern, enten ved å øke mengden protein som binder jern, eller ved å fortrenge jern fra lagringsproteiner, slik at mulige skadevirkninger av metallene blir henholdsvis mindre eller større [29, 41].

Jernoksidpartikler er også vist å øke frigjøringen av ulike vekstfaktorer som kan fremme cellevekst og bindevevsdannelse i luftveiene hos rotter [42]. Slike partikler syntes derimot ikke å påvirke ulike hjerte-kareffekter hos hunder [43]. Andre studier tyder imidlertid på at jernpartikler i nanostørrelse har større påvirkning på hjerte- og ­karsystemet enn større partikler [44]. Lay og medarbeidere [25] fant at jernoksidpartikler forårsaket en betennelsesreaksjon i lunge hos friske personer, og en sammenheng med løselig jern er foreslått.

Befolkningsstudier

Inhalering av jernoksider i røyk og støv hos arbeidere i metallindustri kan resultere i akkumulering av jernpartikler i lungene. Dette kan gi utslag som på røntgen ligner på silikose. Slike effekter er observert for gruvearbeidere, jern-­ og stålarbeidere og sveisere. Personer som har vært utsatt for høye konsentrasjoner av jern i industrien hadde i noen studier en forhøyet risiko for å utvikle kreft i strupehodet, bronkiene og lungene [45, 46], mens andre studier ikke viser slike sammenhenger [47, 48].

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for jern

”International Agency for Research on Cancer” (IARC) har vurdert at epidemiologiske studier bare gir begrensete holdepunkter for at noen typer eksponering i jern­ og stålverk kan være kreftfremkallende og føre til lungekreft hos mennesker. Data som indikerer at slik eksponering kan føre til kreft i mage-­tarmsystemet eller andre organer, er ikke nok til å klassifisere jern som kreftfremkallende. Flere andre enkeltstoffer som er funnet i høye konsentrasjoner i luftprøver i smelte­verksindustrien er klassifisert som kreftfremkallende. Den samlete vurdering tilsier da at de komponenter som man eksponeres for i smelteverksindustrien sannsynligvis er kreftfremkallende for mennesker. Det foreligger ikke tilsvarende vurderinger fra WHO eller EPA.

Jern/jernholdige partikler i luft bidrar svært lite til nivåene av jern i kroppen. Selv om metaller kan være viktige for helseeffekter utløst av partikler i uteluft, og jern ofte utgjør en forholdsvis stor andel av metallene, er det svake/usikre holdepunkter for at jern har betyd­ning for helseeffekter ved eksponering i uteluft. Det er imidlertid mulig at jern sammen med andre metaller kan bidra til helseskade. Kunnskapen om dette er mangelfull.

Vår samlete vurdering er at jerneksponering i uteluft er langt lavere enn de konsentrasjoner som kan gi helseskadelige effekter, og derfor synes det ikke aktuelt å fastsette noe luftkvalitetskriterium for jern. Dessuten er luftkvalitetskriteriene for svevestøv satt så lavt at de også vil beskytte mot eventuelle helseskader av jern.

Kadmium (Cd)

Kadmium er et relativt sjeldent grunnstoff. I atmo­sfæren forekommer kadmium bundet til partikler i størrelsesområdet 0,1-­1 µm. Kadmium slippes i hovedsak ut i atmosfæren som elementært kadmium og kadmiumoksid. Luftnivåene av kadmium bidrar betydelig til nivåene i jordsmonn. Luftnivåene av kadmium i Norge synes å ligge under 0,5 ng/m3 som årsmiddel. Eksponering for kadmium kan skje via inhalasjon av svevestøv og tobakksrøyk, samt via mat og drikkevann. Tobakksrøyk og mat er de viktigste kildene. Ved inhalasjon kan kadmium ha effekter på luftveissystemet, og ved langtidsekspo­nering er det vist sammenheng med lungekreft. Nyre regnes også for et kritisk organ ved kadmium­eksponering. Direkte inhalasjon av kadmium i uteluft bidrar ikke til helseeffekter, men nedfall av kadmium til jord kan medføre økt helserisiko via opphopning i næringsmidler. Nivåene i luften bør derfor holdes så lave som mulig.
Det er fastsatt et luftkvalitetskriterium for kadmium på 2,5 ng/m3 som årsmiddel.

Kilder, luftforurensningsnivåer og eksponering for kadmium

Egenskaper og kilder

Kadmium er et relativt sjeldent grunnstoff som fore­kommer i naturen hovedsakelig i lave konsentrasjoner, gjerne sammen med sink og sinkmineraler. Kadmium brukes som korrosjonsbeskyttelse av andre metaller, særlig jern og stål (Nordic Council of Ministers 2003).

I atmosfæren forekommer kadmium bundet til partikler, spesielt partikler i størrelsesområdet 0,5­-1 µm, men også til mindre partikler med en størrelse rundt 0,1 µm [8]). Kadmium slippes ut i atmosfæren hovedsakelig som elementært kadmium og kadmiumoksid, og fra noen kilder også som kadmiumsulfid (kullforbrenning og metallproduksjon) eller kadmiumklorid. Tilførsel av kadmium til jords­monn kan skje gjennom nedfall av (langtransporterte) luftforurensninger og ved bruk av fosforholdig kunst­gjødsel. Dette kan bidra til en relativt høy akkumule­ring av kadmium i det øverste jordlaget [8]. Studier av kadmiumbalansen i dette jordlaget indikerer at avsetning av kadmium fremdeles er høyere enn utskillelsen fra jordlaget.

Luftforurensningsnivåer i Norge

Årsgjennomsnittet i Nord­-Europa varierer mye, fra 0,1 ng/m3 i Nord-­Norge til 1­20 ng/m3 i urbane områder, samt industriområder [8]. I nærheten av utslippskilder kan nivåene nå helt opp til 100 ng/m3. Tendensen er imidlertid at kadmiumnivåene i luften synker. 

Ut i fra målinger av svevestøv nær et smelteverk i Norge ble det beregnet en gjennomsnittskonsentra­sjon for kadmium på 2,3 ng/m3 [49]. Den prosent­vise andelen av kadmium i svevestøvet ved disse målingene var høyere enn andelen i svevestøv samlet inn i et trafikkert område i Oslo [3]. Målinger utført ved industrinære målestasjoner og bakgrunnsstasjoner, viser årsmiddelverdier langt under gjeldende luftkvalitetskriterium for kadmium (se figur 4).

Figur 1. Årsmiddelkonsentrasjon av kadmium 2009­-2012
Figur 4. Årsmiddelkonsentrasjon av kadmium 2009­-2012. Grønn linje viser luftkvalitetskriterium for kadmium. Kilde: Sentral database for luftovervåkningsdata, 2013.

Eksponering

Eksponering for kadmium kan skje via inhalasjon av svevestøv og tobakksrøyk, samt via mat og drikke­vann [8]. Tobakksrøyk og mat er de viktigste kildene for kadmiumeksponering. Luftbåren kadmium bidrar lite direkte til human eksponering. Imidlertid kan husstøv bidra noe til eksponeringen, spesielt hos barn, i områder med kontaminert jord. Kadmium i luft kan avsettes i jord, bli tatt opp av plantene, og dermed gi høyere eksponeringer via maten. Det er viktig å sikre at utslipp av kadmium til luft, samt kadmium i gjødselprodukter, ikke fører til økte nivåer av kadmium i matjord.

Daglig inntak av kadmium via lungene er beregnet til 0,03-­0,06 µg i byer og industriområder. Befolkningen i Europa antas å bli eksponert for cirka 1 µg via mat.

Røyking av en pakke sigaretter fører til en eksponering på rundt 1,4 µg kadmium. Til tross for reduserte kadmiumutslipp, har nivåene i kroppen hos ikke-­røykere holdt seg konstant det siste ti­året [8].

Helseeffekter av kadmium

Kadmium har ingen kjent biologisk funksjon i dyr eller mennesker, men kan erstatte/etterligne andre 2­-verdige metaller som er essensielle for mange biologiske funksjoner. Kadmium kan krysse mange typer biologiske membraner ved hjelp av forskjellige mekanismer (for eksempel via metall­transportører i cellemembranen) og kan tas opp i kroppen via mage-­tarmkanalen og via luftveiene. Absorpsjon av kadmium fra mat er relativt lav, bare 3­5 % av kadmiumet i maten vil bli tatt opp [50]. Opptaket ved inhalasjon er høyere, da vil ca 50 % av mengden absorberes. Kadmium skilles meget langsomt ut, og det tar 20-­30 år før halvparten er skilt ut. Det betyr at vi gjennom hele livet vil få en oppbygning av kadmium­nivåene i kroppen. Hvordan kadmium tas opp, fordeles og bindes i kroppen er avhengig av mange faktorer som næringsstatus (jernlager), antall tidligere graviditeter, og generell helsestatus.

Kadmium bindes til ulike grupper i proteiner (tiol-­ og sulfhydrylgrupper). Via denne mekanismen kan ulike enzymer og strukturelle proteiner inaktiveres i celler, og dermed kan celler og vev påføres skade.

Forstyrrelse av kalsium­, sink­ og jernbalansen er også en viktig mekanisme i de toksiske virkningene av kadmium. Kadmium lagres spesielt i lever og nyrer. I vev er kadmium hovedsakelig bundet til et lavmole­kylært protein (metallothionein) som trolig beskytter mot toksisitet. Det er også foreslått at dette proteinet er involvert i transport av kadmium fra lever til nyre, og kan dermed forklare den selektive akkumuleringen av kadmium i nyre. Kadmium skilles ut via urin og avføring. Mengden kadmium som daglig skilles ut er veldig liten (drøye 0,01 % av den totale mengden i kroppen), noe som gjenspeiles i den lange halveringstiden [8].

Det er en svært liten margin mellom det daglige inntaket av kadmium i maten og inntaket som kan resultere i helseskader i enkelte befolkningsgrupper. Grupper med høy risiko inkluderer eldre, diabetikere, personer med nedsatt nyrefunksjon og røykere.

Kvinner kan ha en økt risiko for helseeffekter av kadmium fordi de har lavere jernlagre enn menn og derfor absorberer mer kadmium ved samme ekspone­ringsnivå [50].

Eksperimentelle studier

Inhalasjon av kadmium kan forårsake akutte og kroniske effekter på luftveissystemet [51]. Dessuten forårsaker inhalasjon av kadmium effekter på andre organer som nyrer, lever, bukspyttkjertel og testikler [8]. I dyrestudier med langtidseksponering for kadmium er det rapportert lunge­emfysem og beten­nelsesreaksjoner. Andre effekter som er beskrevet er forstyrrelse av kalsium-­ og vitamin D­-omsetningen, som kan resultere i beinlesjoner, leverskader og effekter på bukspyttkjertel, testikler og hjerte- og ­kar­systemet. Kadmium kan også være fosterskadelig, forårsake misdannelser og være kreftfremkallende.

Inhalasjonsstudier i rotter viste en doseavhengig forekomst av lungesvulster etter eksponering for kadmiumklorid, kadmiumsulfid/-sulfat og kadmium­oksidrøyk og ­-støv [51]. Kadmium er også rapportert å være assosiert med skader i nervesystemet [8].

Befolkningsstudier

Korttidseksponering for nydannet kadmiumrøyk (200­-500 µg/m3) i mindre enn 1 time kan gi symptomer som ligner på metallrøykfeber, vanligvis med full restitusjon innen få dager [52]. Mer intens eller lengre ekspone­ring kan føre til kjemisk lungebetennelse. Kroniske respiratoriske effekter som bronkitt, obstruktive lunge­sykdommer (KOLS) eller emfysem er beskrevet hos arbeidere som har vært eksponert for mer enn 20 µg/m3  i mer enn 20 år. Ved langtidseksponering er nyre et kritisk organ. Flere befolkningsstudier viser sammenheng mellom kadmium i urinen og skadelige effekter i nyrene [50]. En nyere studie med kadmium­eksponerte arbeidere viste sammenheng med endret adferd uten tegn på nyreskade, hvilket indikerer at nervesystemet trolig er minst like følsomt som nyrene for kadmiumtoksisitet [50].

Kadmium og kadmiumforbindelser er klassifisert som humant karsinogen [53]. Dette er hovedsakelig basert på observasjoner av økt forekomst av lungekreft hos arbeidere i kadmiumverk i USA og Storbritannia. Det kan ikke utelukkes at eksponering for arsenikk og tobakksrøyk kan ha påvirket resultatet. Nyere data fra befolkningsstudier viser en sammenheng mellom eksponering for kadmium og økt risiko for kreft i lunge, blære, livmor og bryst [50].

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for kadmium

Viktige helseeffekter av kadmium omfatter nyre­- og skjelettskader (osteoporose), og nyere studier indikerer også skader på nervesystemet. Dessuten er kadmium og kadmiumforbindelser kreftfremkallende, klassifisert som humane karsinogener gruppe 1, det vil si at det er tilstrekkelig bevis for dets kreftfremkallende evne i mennesker og dyr [53]. Helsebaserte vurderinger av langtidseksponering for kadmium tar utgangspunkt i tidlige forandringer av nyrefunksjon. I enkelte om­råder av Europa som er kontaminert med tidligere kadmiumutslipp, mener man at befolkningen der ikke kan ha ytterligere økt belastning uten at nyrefunk­sjonen påvirkes. For å hindre slik økning av kadmium i landbruksjord og dermed sannsynlig økt inntak via mat i fremtidige generasjoner, har WHO etablert en retningslinje på 5 ng/m3 kadmium i luft [8].

European Food Safety Authority (EFSA) har etablert en verdi for tolerabelt ukentlig inntak (TWI) av kadmium på 2,5 µg/kg kroppsvekt [50]. Dette er i nærheten av det gjennomsnittlige inntaket av kadmium hos voksne i Europa. Vegetarianere, barn, røykere og folk som bor i forurensede områder kan overstige dette inntaket (i størrelsesorden 2 ganger). I rapporten til EFSA konkluderes det med at nåværende eksponering for kadmium bør reduseres i befolkningen.

I EUs 4. datterdirektiv om luftkvalitet [15] som omhandler konsentrasjoner i luft og avsetning i jords­monn av forskjellige metaller, ble det for kadmium spesifisert en målsettingsverdi på 5 ng/m3 [15]. I Norge er samme målsettingsverdi implementert [54].

Hovedargumentet for å redusere nivåene av kadmium i uteluft i Norge er å redusere deponering av kadmium i jorda og dermed minske innholdet av kadmium i lokalt dyrkede matvarer. Dette vil på lang sikt redusere inntak av kadmium og dermed risikoen for skader på nyre og skjelett i befolkningen. Direkte inhalasjon av kadmium i foreliggende konsentrasjoner i uteluft har liten helsemessig betydning.

EFSA har redusert grensen for tolerabelt inntak av kadmium hos mennesker til 2,5 µg/kg kroppsvekt. Dette tilsier at også nivåene i luften bør reduseres, og luftkvalitetskriteriet for kadmium er derfor satt til 2,5 ng/m3 som årsmiddel.

Kobber (Cu)

Kobber er et viktig sporstoff i kroppen, og kan foreligge i tre oksidasjonstrinn. Kilder for utslipp av kobber til luft er industri, og særlig smelteverk. Vei­- og togtrafikk kan bidra til økte nivåer i enkelte av­grensede områder ved slitasje, hovedsakelig på grunn av bremsing. Nivået av kobber i luften er høyest i nærheten av større kilder. Eksponering for kobber foregår primært via mat og drikkevann. Inhalasjon gir et lite bidrag til den totale eksponeringen. Studier i arbeidsmiljø og eksperimentelle studier indikerer at inhalasjon av kobberforbindelser gir irritasjon i luftveiene, betennelsesreaksjoner og respiratorisk sykelighet.
De aktuelle nivåene av kobberforbindelser i luft er lave, og kunnskapen om sammenheng mellom eksponeringsforhold og helseeffekter er ufullstendig. Det er derfor ikke fastsatt noe luftkvalitetskriterium for kobber i luft.

Kilder, luftforurensningsnivåer og eksponering for kobber

Egenskaper og kilder

Kobber er et av de mest vanlige overgangsmetaller og et viktig sporstoff i kroppen. Metallet kan ha 3 oksidasjonstilstander: metallisk kobber (0), og 1­- og 2­-verdige kobberioner [55]. Den viktigste anvendelsen av kobber er i kobbertråd og kabler, men kobber brukes også som vannrør og i forskjellige typer beholdere. Videre er kobber en viktig bestanddel i legeringer, som messing (kobber­sink) og bronse (kobber­tinn). Kobberlege­ringer er også brukt innen tannhelsen (tannbroer og ­kroner), og i enkelte prevensjonsmidler (kobberspiral) [56]. Kobber har også vært brukt som pesticid. Råfos­fater brukt i produksjon av fosfatholdig gjødsel kan inneholde vesentlige mengder kobber. Hovedkilden til kobberutslipp til luft er industri, særlig smelteverk. Veitrafikk og togtrafikk påvirker også luftnivåene av kobber i begrensede områder, særlig ved slitasje av dekk og bremser [57-­59].

Luftforurensningsnivåer i Norge

Innholdet av kobber i luft avhenger av nærhet til større utslippskilder. Gjennomsnittskonsentrasjoner av kobber i luft ligger mellom 5 og 200 ng/m3 [60]. Bakgrunnsnivåene i Norge var i 2010 under 1 ng/m3 i årsmiddelkonsentrasjon som vist i figur 5.

Figur 1. Årsmiddelkonsentrasjon av kobber ved bakgrunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjellet i 2010
Figur 5. Årsmiddelkonsentrasjon av kobber ved bakgrunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjellet i 2010. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av lang­transportert forurenset luft og nedbør.

Målinger utført i Oslo og andre europeiske byer ved ulike årstider i perioden 2001­-2002 (EU­prosjektet RAIAP) viste kobberkonsentrasjoner i svevestøv på 0,7 μg/mg i finfraksjonen, og ca. 2 μg/mg i grovfraksjonen i Oslo [3]. Nivåene av kobber var litt høyere enn nivåene som ble målt i svevestøvet i enkelte europeiske byer.

Eksponering

Mennesker eksponeres for kobber primært via mat og drikkevann. Inhalasjon gir bare et lite bidrag til den totale eksponeringen [61]. Voksne mennesker inntar daglig 1­5 mg kobber via mat og drikke [62]. Arbeidere innen produksjon av kobberholdig materiale kan være eksponert for forholdsvis høye konsentrasjoner av kobber via støv i luft [60].

Helseeffekter av kobber

Kobber inngår i flere biologiske enzymer og som struk­turelle komponenter i kroppen [55]. Metallet kan fungere både som en elektrondonor og elektronmottager, og denne egenskapen benyttes i flere av kroppens enzymer. Hjernen er et organ som inneholder relativt mye kobber, og mangel på kobber er skadelig. På den annen side vil eksponering for høye kobbernivåer gi uønskede helseeffekter. Absorpsjon av kobber skjer i magen og deler av tarmen. Kroppen regulerer nivået av kobber ved å endre utskillelsen i forhold til kroppens behov [55], og leveren har en viktig funksjon i denne prosessen. Kobber utskilles hovedsakelig via gallen, men noen få prosent skilles også ut via urin. Halveringstiden for kobber fra plasma varierer fra 2 til 70 dager [60].

Kobber er svært reaktivt, og kan derfor være skadelig for celler når det forekommer som frie ioner. 

Eksperimentelle studier

Giftigheten til kobber avhenger av kjemisk forbindelse, dyreart og administrasjonsvei. Løselige kobberkomponenter er generelt mer akutt giftige sammenlignet med mindre løselige forbindelser [62]. Eksponering av mus for 0,12 mg Cu/m3 (som kobbersulfat) over 1­2 uker er vist å gi respiratoriske effekter og redusert immunfunksjon [63]. Videre er det rapportert at tilsetning av kobberoksid (CuO) direkte i luftveiene (instillering) ga økte betennelsesreaksjoner [64]. I denne studien ble det også vist at CuO skilles raskt ut i fra lungene, med en halveringstid på 37 timer, ved at CuO-partiklene løses opp.

I en cellekulturstudie ble CuO-­partikler sammenlignet med metallpartikler fra undergrunnsbanen i Stockholm. Begge partikkeltyper ga DNA-skader, men tunnelbanepartiklene ga mest skade [65]. Videre syntes nanopartikler av CuO å være mye mer potente enn større partikler (i mikrostørrelse) av CuO [66]. Vannløselige fraksjoner av dekkpartikler, samt kobber og sink ble instillert i rotter, og akutt lungetoksisitet ble registrert. I studien ble det konklu­dert med at effektene av dekkpartiklene kunne skyldes tilstedeværelsen av vannløselig kobber og sink [59].

De fleste undersøkelsene av kobbertoksisitet er gjort ved inntak av metallet via mat eller drikke. Metallet forårsaket dannelsen av reaktive oksygenforbindelser (ROS) i leveren, og dette synes å være forbundet med lipidperoksidering og toksisitet [56].

Befolkningsstudier

Det er svært få studier som har sett på helseeffekter etter inhalasjon av kobber. Enkelte studier har vist at kobbereksponering kan gi irritasjon i luftveiene. Langtids yrkesmessig eksponering for blandinger av kobbersalter kan forårsake endringer i slimhinnene i nesen [67]. Suciu og medarbeidere [68] rapporterte astma, smerter i brystkassen og lungesykdommer (emfysem og fibrose) hos utsatte arbeidere. Kobber­allergi har blitt rapportert både via hudkontakt med kobberstøv og ­salter, relatert til prevensjon (spiral) og tannrestaurering [69].

Vurdering og luftkvalitetskriterier for kobber

Selv om det er en del holdepunkter for toksiske effekter av kobber i luftveiene, er kunnskapen om eksponeringsforholdene så ufullstendig og de aktu­elle nivåene i luft så lave at vi har valgt ikke å fastsette noe luftkvalitetskriterium. Dette er i overenstemmelse med internasjonale vurderinger. Dessuten er luftkvalitetskriteriene for svevestøv så lave at det også vil beskytte mot eventuelle helseskader av kobber.

Krom (Cr)

Krom finnes i store mengder i jordskorpen. Metallet forekommer i forskjellige forbindelser med ulike oksidasjonstrinn, 3­-verdig krom (Cr III) er mest vanlig i naturen. Det er rapportert bakgrunnsnivåer av krom i luft i Norge på under 0,5 ng/m3. Ekspo­nering for krom kan skje via luft, mat og vann. Normalt er inntaket fra mat mye høyere enn fra luft. Krom er et sporstoff, som deltar i energiomsetningen i kroppen. Både for lite og for mye krom kan gi uønskede helseeffekter. 6-­verdig (Cr VI) krom kan i biologiske systemer reduseres til det termo­dynamisk stabile 3­-verdige. En slik reduksjon av krom i cellene kan gi gentoksiske og andre skader. I dyreforsøk er det observert effekter av krom i nyrer, lever, hud og luftveier. En rekke studier i arbeids­miljø viser sammenheng mellom human ekspo­nering for kromater og forekomst av kreft, spesielt lungekreft. 6-­verdig krom kan forårsake sensibilisering av enkelte individer, også ved inhalasjon, og dermed kunne utløse astmaanfall.
Luftkvalitetskriteriet er satt til 0,1 ng/m3 for 6-­verdig krom (Cr VI), som årsmiddel.

Kilder, luftforurensningsnivåer og eksponering for krom

Egenskaper og kilder

Krom finnes i store mengder i jordskorpen. Erosjon og vulkanutbrudd bidrar til å spre dette i biosfæren. Metallet forekommer i forskjellige forbindelser med ulike oksidasjonstrinn. I naturen er 3-­verdig krom (Cr III) mest vanlig, mens 6-­verdig krom (Cr VI) finnes i små mengder. Krom kan også foreligge som metallisk form Cr (0), oftest i legeringer. Den vanligste kilden til Cr i luft er industri, men noe kan også komme fra erosjon av jord og utslipp fra katalysatorer i biler. I byområder blir folk hovedsakelig utsatt for krom i partikkelform fra svevestøv med størrelse 1,5-­1,9 µm [8]. Det er lite informasjon tilgjengelig om oksidasjonstilstanden av krom i uteluften. Målinger fra Mo i Rana tydet imidlertid på at andelen av 6-­verdig krom var på under 10 %.

Luftforurensningsnivåer i Norge

Det er rapportert bakgrunnsnivåer av krom i Norge på 0,7 ng/m3 [8]. Ved målinger utført ved et område nær et smelteverk ble det beregnet gjennomsnitts­konsentrasjoner for krom som varierte fra 5,5 til 21,4 ng/m3 [49].  Den prosentvise andelen av krom i svevestøvet ved disse målingene var høyere enn andelen i svevestøv samlet inn i et trafikkert område i Oslo [3].

Ifølge målinger utført i EU-­prosjektet RAIAP lå konsentrasjonen av krom i svevestøv samlet inn i Oslo ved forskjellige årstider i perioden 2001­-2002 på rundt 55 ng/mg i finfraksjonen, og rundt 130 ng/mg i grovfraksjonen [3]. Nivåene i svevestøv fra Oslo skilte seg ikke vesentlig fra nivåene i andre europeiske byer. Disse nivåene i svevestøvet tilsvarer ca 0,8 ng/m3 med total mengde krom (3­-verdig + 6-­verdig). Målinger ved bakgrunnsstasjonene Birkenes og Andøya i 2010 viste at total mengde krom lå rundt 0,4 ng/m3 (figur 6).

Figur 6. Årsmiddelkonsentrasjon av total krom  (3-­verdig + 6-­verdig) ved bakgrunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjellet målt i 2010. Luftkvalitetskriterium finnes bare for 6­-verdig krom (0,1 ng/m3), og er derfor ikke angitt på figuren. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av langtransportert forurenset luft og nedbør
.
Figur 6. Årsmiddelkonsentrasjon av total krom (3-­verdig + 6-­verdig) ved bakgrunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjellet målt i 2010. Luftkvalitetskriterium finnes bare for 6­-verdig krom (0,1 ng/m3), og er derfor ikke angitt på figuren. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av langtransportert forurenset luft og nedbør .

Eksponering

Eksponering for krom kan skje via luft, mat og vann. Normalt er inntaket fra mat mye høyere enn fra vann og luft [8]. Sigarettrøyk er også en eksponeringskilde. Røyking kan føre til at eksponering for krom er 10-­400 ganger høyere enn eksponering via uteluft.

Helseeffekter av krom

Krom er et metallisk grunnstoff som finnes i kroppen i svært små mengder (spormetall). 3-­verdig krom (Cr III) kreves i små mengder for å omsette sukker og fettstoffer i mennesker. Mangel på Cr (III) kan derfor gi uønskede helseeffekter. WHO har beregnet at et daglig inntak på ca 33 µg krom er nødvendig for å dekke behovet. Selv om mennesker må få tilført små mengder av krom, vil for høye konsentrasjoner kunne gi negative helseeffekter [8].

Det er begrenset med data på opptak og omsetning av krom i menneskekroppen. Opptaket i luftveiene bestemmes av partikkelstørrelse og vannløselighet  av forbindelsen. Vannløselig 6­-verdig krom absor­beres raskt etter inhalasjon, mens 3-­verdig krom i større grad tilbakeholdes i lungene. Data tyder  på at konsentrasjonen av krom i lungene øker med alderen [8]. Kromater med høy løselighet absorberes over i blodet. Kromater med lav løselighet skilles ut fra lungene ved å transporteres via «slimheisen» til svelget og så til mage-­tarmkanalen. Absorpsjonen av krom fra mage-­tarmkanalen er lav, 5 % eller mindre. Krom som tas opp i blodet kan transporteres til andre organer, og størst mengde gjenfinnes i milt, lever og beinmarg. Eliminasjonen skjer hoved­sakelig via urin, og halveringstiden er mellom 22 og 92 dager.

Eksperimentelle studier

6-­verdig krom (Cr VI) kan i biologiske systemer reduseres til det termodynamisk stabile Cr (III). Siden 3­-verdig krom ikke tas opp av celler, fungerer dette som en detoksifisering utenfor cellen. En slik reduksjon av Cr (VI) inne i cellene gir derimot genotoksiske og andre skader. Omsetning (metabolisme) av Cr (VI) i celler fra pattedyr krever ikke enzymer, men er avhengig av direkte elektronoverføring til biologiske grupper som kan delta i redoksreaksjoner i cellen [70]. Denne reaksjonen følges av dannelse av reaktive oksygenforbindelser, som fører til økt oksidativt stress, og kan forårsake genetiske endringer, som binding av krom til DNA, DNA-protein­kryssbinding og DNA-trådbrudd [71, 72].

I dyreforsøk er det observert effekter av krom i nyrer, lever, hud og luftveier [8]. Eksponering for 6­-verdig krom ved inhalasjon har i dyreforsøk vist å gi irrita­sjon, betennelsesreaksjoner, morfologiske endringer og redusert lungefunksjon [73]. Den laveste konsen­trasjon hvor slike effekter er observert (LOAEL) er eksponering for 0,025 mg/m3 kaliumdikromatpar­tikler i 1­3 måneder. Studier med rotter indikerer at løselig Cr er den primære komponenten i sveiserøyk, som er ansvarlig for den reduserte motstandskraft mot infeksjoner som er assosiert med eksponering for sveiserøyk [74]. Sensibilisering er observert i dyreforsøk mot både Cr (III) og Cr (VI) [73]. Videre har dyreforsøk vist svulstutvikling på blant annet injek­sjonsstedet, etter eksponering for krom [8]. Studier med kronisk inhalasjon av Cr (VI) indikerer at stoffet kan forårsake svulster i luftveiene hos dyr [73]. Kreft i bronkiene, som er påvist i arbeidsmiljø, er imidlertid vanskelig å gjenskape i dyremodeller.

Befolkningsstudier

En rekke studier viser sammenheng mellom human eksponering for kromater og forekomst av kreft, spesielt lungekreft, men bare i et fåtall av disse studiene er det gjort eksponeringsmålinger [8].

Målinger er oftest blitt foretatt i løpet av studiene, mens den kreftfremkallende eksponeringen skjedde 15­-30 år tidligere. Videre tyder studiene på at vann­løselige kromater er mer potente til å forårsake kreft i luftveiene enn kromater med lav løselighet [75]. Over­hyppighet av lungekreft hos arbeidere ved ferrokrom­anlegg er også rapportert i en norsk studie [76]. Bare dette og tre andre datasett kan brukes til kvantitativ risikovurdering av livsvarig eksponering for Cr (VI). Siden alle celler i kroppen kan ta opp og redu­sere krom til den gentoksiske formen, er det sannsynlig at Cr (VI) også kan forårsake kreft utenfor luftveiene [77]. Lokaliseringen av kreftsvulster korresponderer med stedene hvor krompartikler (diameter 1­3 µm) har en tendens til å akkumulere som er i områder hvor bronkiene deler seg [78].

Det er vist at Cr (VI) kan forårsake sensibilisering av enkelte individer også ved inhalasjon, og dermed kunne utløse astmaanfall. Dette er blant annet funnet i studier i arbeidsmiljø. Irritasjon og endringer i nese­slimhinner, samt nedsatt lungefunksjon er blitt påvist ved yrkeseksponering ved nivåer av Cr (VI) på 2 µg/m3 og høyere [73].

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for krom

WHO har utarbeidet retningslinjer for 6-­verdig krom, Cr (VI), da bare denne kromtilstanden er kreftfremkallende hos menneske. De tilgjengelige dataene er fra studier i arbeidsmiljøet, hvor Cr (VI) ved inhalasjon øker risikoen for lungekreft. En luftkonsentrasjon av Cr (VI) på 1 µg/m3 er beregnet til å gi en livstidsrisiko på 4x10­2. Dette tilsier at en livstidseksponering for 0,25 ng/m3 Cr (VI) i luft som pustes inn, gir ett krefttilfelle i en befolkning på 100 000 per år. IARC har klassifisert krom som human karsinogen (gruppe 1), det vil si at det er tilstrekkelig bevis for dets kreftfremkallende evne i mennesker og dyr.

Siden lungekreftutvikling etter inhalasjon av krom er den kritiske effekten for dette metallet, benyttes dette til å fastsette et luftkvalitetskriterium for Cr (VI). Luft­kvalitetskriterium for Cr (VI) er fastsatt til 0,1 ng/m3 som årsmiddel. Denne eksponeringen tilsvarer en risiko på ett lungekrefttilfelle i en befolkning på 250 000 ved livslang eksponering.

 Kvikksølv (Hg)

Kvikksølv forekommer i ulike kjemiske former, som uorganisk og organisk kvikksølv. Uorganisk kvikk­sølv finnes i flere oksidasjonstrinn, men metallisk eller elementært kvikksølv (Hg0) er hovedformen. Mesteparten av kvikksølv i atmosfæren foreligger som Hg0 i gassform, og er i svært liten grad bundet til partikler. Bakgrunnsnivåene i Norge ligger rundt 2 ng/m3. Immunologiske og nevrologiske effekter, samt skader på hjerte, lever og nyre er funnet i dyrestudier med eksponering for metallisk kvikksølv via inhalasjon. Skadelige effekter er også observert på reproduksjon og foster. Befolknings­studier indikerer effekter på nyrene fra 15 µg/m3 og nevrologiske symptomer (skjelving) fra 30 µg/m3 ved langvarig eksponering.
Det er fastsatt et luftkvalitetskriterium for inhalasjon av metallisk kvikksølv (årsmiddel) på 0,2 µg/m3.

Kilder, forurensningsnivåer og eksponering for kvikksølv

Egenskaper og kilder

Kvikksølv forekommer i ulike kjemiske former, som uorganisk og organisk kvikksølv. Uorganisk kvikksølv finnes i flere oksidasjonstrinn; 0, +1 eller +2. Metal­lisk eller elementært kvikksølv (Hg0) er hovedformen av kvikksølv [79]. Hg0 kan foreligge i både væske­ og dampform, hvor fordelingen er bestemt av luft­temperaturen. Kvikksølv kan i dampform være stabil i atmosfæren i måneder, og til og med år. Denne formen av kvikksølv er hovedansvarlig for den globale spredningen og syklusen for kvikksølv.

Kvikksølv (Hg0) er kjent for å transporteres til nordområdene hvor den kondenseres til væskeform, og kan dermed gi en oppkonsentrasjon i disse områdene. Ved tap av ett elektron forekommer kvikksølv som Hg+ (som regel kvikksølvklorid). Mer vanlig er det andre oksidasjons­ trinnet (Hg2+), som finnes i nesten alle saltformer av uorganisk kvikksølv. Organisk kvikksølv finnes i flere former, men den dominerende er metylkvikksølv. I miljøet omdannes uorganisk kvikksølv til metylkvikk­sølv via mikroorganismer, for det meste i vann. Metylkvikksølv hopes opp i næringskjeden. Hvilken form kvikksølv foreligger i vil derfor være svært viktig for både spredning i atmosfæren, opptak i ulike organismer (mikroorganismer, fisk og dyr), akkumulering i næringskjeder og for helseeffekter [79].

Kvikksølvnivåene som finnes i miljøet, enten det er i luft eller vann, kommer både fra naturlige og menneskeskapte kilder. Hvor stort det menneskeskapte utslippet er i forhold til naturlige kilder, er noe usikkert, men kan utgjøre fra 30-­40 % til opp mot 60 % av totalen. Fra 1975 til 2000 har det årlige menneske­skapte kvikksølvutslippet økt, og det er stipulert en videre økning frem til 2025 [80]. Viktige kilder for kvikk­sølv er forbrenning av kull, olje og avfall, og utslipp fra metallindustri. Andre bidragsytere er utslipp av kvikksølv fra febertermometre, tannfyllingsmaterialer (amalgam som fører til utslipp fra krematorier), batte­rier, lyskilder, laboratoriekjemikalier, blodtrykksmålere og lignende kilder. Disse kildene ønskes nå erstattet av kvikksølvfrie alternativer.

Luftforurensningsnivåer i Norge

Mesteparten (over 99 %) av kvikksølv i atmosfæren foreligger i gassform (som Hg0) og er i svært liten grad bundet til partikler.  Det er rapportert om nivåer på 1­2 ng/m3 over verdenshavene, som inkluderer bidrag både fra menneskeskapte og naturlige kilder [80]. I byluft er det rapportert gjennomsnittsnivåer på 10­-15 ng/m3, med enda høyere konsentrasjoner i industrialiserte områder. Nær punktkilder, som kvikk­sølvgruver, raffinerier og landbruksområder hvor det ble brukt kvikksølv­baserte soppmidler, er det rappor­tert nivåer helt opp til 10-­15 µg/m3 [81].  Men selv i Mo i Rana som var regnet å ha de største industrielle utslipp av metallisk kvikksølv i Norge var årsgjennomsnittet lavere enn 5 ng/m3 [49]. I Norge måles kvikksølv i gassform fra luft ved bakgrunnsstasjonene på Andøya og Zeppelinfjellet. Målingene fra 2010 viste lave konsentrasjoner som ligger langt under gjeldende luftkvalitetskriterier som vist i figur 7. Mer informa­sjon om kvikksølvnivåer og miljøeffekter finnes på nettsiden til Miljøstatus i Norge [82].

Figur 7. Bakgrunnsnivåer av kvikksølv i gassform målt ved stasjonene på Andøya og Zeppelinfjellet. Luft­kvalitetskriteriet (0,2 µg/m3, årsmiddel) ligger langt over disse verdiene. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av langtransportert forurenset luft og nedbør.
Figur 7. Bakgrunnsnivåer av kvikksølv i gassform målt ved stasjonene på Andøya og Zeppelinfjellet. Luft­kvalitetskriteriet (0,2 µg/m3, årsmiddel) ligger langt over disse verdiene. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av langtransportert forurenset luft og nedbør.

Eksponering

I kroppen omdannes både dampformen av kvikksølv og organisk kvikksølv til Hg2+­-formen, som derfor spiller en hovedrolle i de toksiske effektene av kvikk­sølv. Opptaket av kvikksølv er svært avhengig av om metallet forekommer i organisk eller uorganisk (metal­lisk eller salt) form. Det relative opptaket av metallisk kvikksølv ved inhalasjon er høyt, men konsentrasjonen i uteluft er under normale forhold så lavt at det ikke betyr noe for direkte helseeffekter [81]. Inhalasjon av kvikksølvsalter synes å bety enda mindre, da konsen­trasjonene av disse formene er enda lavere i luft. Organisk kvikksølv betyr også lite da konsentrasjonene i luft er lave. I yrkesmiljø kan konsentrasjonene av metallisk kvikksølv være så høye at inhalasjon utløser helse­effekter, og i mange tilfeller utgjør et problem [81, 83].

I miljøet er det organisk kvikksølv som representerer et problem. Dette skyldes at metallisk kvikksølv metyleres/etyleres av mikroorganismer i vandig miljø og videre absorberes så og si fullstendig i ulike vannlevende organismer på grunn av sin store fettløselighet. Det skjer videre en trinnvis bioakkumulering av organisk kvikk­sølv i næringskjeden. Dette kan lede til så høye konsen­trasjoner at det kan føre til skadelige effekter høyt i næringskjeden, enten det er isbjørn eller menneske.

For mennesker er det opptak av organisk kvikksølv via maten som kan representere et helseproblem [84].

Helseeffekter av kvikksølv

Opptaket av kvikksølv i organismen avhenger av hvilken kjemisk form stoffet er i. Ved inhalasjon tas 70-­80 % av metallisk kvikksølv i gassform opp, mens lite tas opp via mage­-tarmsystemet [8]. Absorpsjonen av uorganiske kvikksølvsalter er lav både i lunge og mage­-tarm. Etter absorpsjon vil uorganisk kvikksølv fordeles over mesteparten av kroppen, mens bare metallisk kvikksølv i særlig grad vil nå hjernen og foster. Organiske kvikksølvforbindelser er meget fett­ løselige, og vil kunne krysse blod-­/hjernebarrieren og barrieren fra livmor til foster.

Både metallisk og uorganisk kvikksølv kan inngå i en oksidasjons-­/reduksjonssyklus som kan påvirke fordelingen og dermed toksisitetsprofilen for kvikksølv. Metallisk kvikksølv (Hg0) kan således oksideres til Hg2+ i røde blodceller og i lunge, og i noen grad i lever og hjerne. Også metylkvikksølv omdannes til Hg2+ i ulike vev. Hg2+ har lav fettløselighet og transporteres i liten grad over cellemembraner; dette fører til at Hg2+ kan bli fanget opp og akkumuleres i vevet dersom det ikke omdannes til mer fettløselige former [79, 81].

Urin og avføring er de viktigste veiene for utskillelse av uorganisk kvikksølv i mennesker. Betydningen av utskillelse via urin er større ved kronisk enn akutt eksponering (58 % mot 13 %). Halveringstiden for uorganisk kvikksølv er mellom 1 og 2 måneder, noe som skyldes den relative langsomme utskillelsen via nyrene. Etter eksponering for metylkvikksølv vil nesten alt kvikksølv være uorganisk ved utskillelse. Utskil­lelsen skjer hovedsakelig via avføring, og i mindre grad via urin (<1/3). [79, 81].

Den toksiske effekten av uorganisk og organisk kvikk­sølv utøves via samme mekanismer, med Hg2+ som den endelige formen. Hg2+ kan binde sulfhydrylgrupper i ulike proteiner, og kan via denne mekanismen føre til en inaktivering av ulike enzymer og strukturelle proteiner. Siden sulfhydrylgrupper er avgjørende for funksjonen til alle proteiner, er det vanskelig å kart­legge om det er noen proteiner som er det sentrale mål for Hg2+. Mye tyder på at ulike funksjoner i cellene påvirkes samtidig [70, 85].

Eksperimentelle studier

Det er foretatt mange eksperimentelle studier med eksponering for uorganisk og organisk kvikksølv via inhalasjon, mat og via huden. Ulike endepunkter, som immunologiske, nevrologiske, gentoksiske og kreftfremkallende effekter, skadelige effekter på reproduksjon og foster, og dødelighet er undersøkt. Beskrivelsen her begrenses til inhala­sjon av uorganisk kvikksølv (metallisk kvikksølv), ved akutt eksponering, subkronisk eksponering og kronisk eksponering. Det er få eller ingen inhalasjonsstudier med uorganiske kvikksølvsalter for å vurdere skadelige effekter. For organisk kvikksølv finnes det bare svært begrensede data hvor eksponeringen er inhalasjon.

I dyreforsøk er det vist akutt dødelighet ved ekspo­nering for svært høye konsentrasjoner (27-­29 mg/m3) metallisk kvikksølv (Hg0) med skader på lunge, hjerte, lever, mag-e­tarmsystemet, nervesystemet og nyre.

Ved subkronisk eksponering for 0,9­6 mg/m3 ble det observert mindre alvorlige effekter på disse organsys­temene [81]. Fosterutviklingen kan imidlertid forstyrres ved eksponering for metallisk kvikksølv i forholdsvis lave konsentrasjoner. Ved subkronisk eksponering i dyreforsøk er det funnet alvorlige effekter på fosterut­viklingen fra 0,5 mg/m3 Hg0. På immunsystemet er det ved subkroniske forsøk vist mindre alvorlige effekter ved 0,17 mg/m3, og ingen effekt ved 0,075 mg/m3 [81].

Befolkningsstudier

I ATSDR­-rapporten fra 1999 [81] finnes det lite om effekter av subkronisk eksponering for metallisk kvikksølv. Det rapporteres imidlertid økt hoste hos arbeidere som blir utsatt for metallisk kvikksølvdamp i noen uker. For kloralkaliarbeidere er det ikke vist noen respiratoriske symptomer ved eksponering for 0­0,27 mg/m3 Hg, hvorav 85 % ble eksponert for 0,1 mg/m3 eller mindre. Ved kronisk eksponering rapporteres det om nevro­logiske effekter (funksjonelle tester) ved eksponering for 0,014 til 0,076 mg/m3 [81].

WHO konkluderer i sin rapport fra 2000 at en kan se effekter på nyrene ved  15 µg/m3  og nevrologiske symptomer (skjelving) ved 30 µg/m3. I en senere oversiktsartikkel av Clarkson og Magos [79], diskuteres effekter hos ulike arbeidere med urinnivåer av kvikksølv fra 6 til 115 µg/liter, der 50 µg/liter urin tilsvarer en eksponering på ca 40 µg kvikksølv/m3 luft. Ulike endepunkter ble testet, som hormonelle, nevrologiske­  og  immuneffekter.  Det  konkluderes med at det ikke er mulig å se noe konsistent mønster mellom eksponering og effekt i dette   doseintervallet. En tilsvarende konklusjon fremkom i en studie med tannlegepersonale. Manglende sammenhenger kan imidlertid skyldes at for få individer er inkludert i studiene. Videre tyder ikke studier av arbeidere på at kvikksølv er gentoksisk eller kreftfremkallende [81].

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for kvikksølv

WHO (2000) baserer sin risikovurdering på at 15­-30 µg/m3 metallisk kvikksølv kan gi skadelige effekter i mennesker vist ved befolkningsstudier, og at dette representerer LOAEL-­verdier. WHO opererer så med en usikkerhetsfaktor på 20, og bruker dette til å fastsette en retningslinje for kronisk eksponering på 1 µg/m3. I ASTDR-­rapporten om kvikksølv fra 1999 ble det brukt en LOAEL­-verdi på 26 µg/m3 etter studier av kronisk human eksponering [86]. På grunnlag av dette opererer ASTDR med en MRL (Minimal risk level)–verdi på 0,2 µg/m3 ved bruk av en usikkerhetsverdi på 130.

Det er fastsatt et luftkvalitetskriterium for kronisk inhalasjon av metallisk kvikksølv (årsgjennomsnitt) på 0,2 µg/m3. Ved fastsettelse av denne verdien har vi tatt utgangspunkt i en LOAEL-­verdi på 15­-30 µg/m3 og brukt en usikkerhetsfaktor på 90 (inkludert indivi­duelle forskjeller, ekstrapolering fra LOAEL til NOAEL, fra eksponering i arbeidstid til hele døgnet). I byluft i andre land er det rapportert om gjennomsnittsnivåer på 10­-15 ng/m3. I Norge er det målt eller beregnet (ved spredningsberegninger) at nivåene ligger på maksi­malt 20 ng/m3, altså godt under luftkvalitetskriteriet.

Dette betyr at under vanlige forhold vil inhalasjon av metallisk kvikksølv i utendørsluft ikke ha direkte effekter på befolkningens helse. Metallisk kvikksølv vil imidlertid fraktes med luftstrømmene og inngå i en global syklus som gir spesielt stor sedimentasjon i sjøer og hav i nordområdene. Det metalliske kvikksølvet vil så omdannes til metylkvikksølv som på grunn av fettløseligheten oppkonsentreres og akkumuleres i næringskjedene. For isbjørn og mennesker som er øverst i disse næringskjedene vil metylkvikksølv kunne forårsake helseskader via maten. I samsvar med WHO synes Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet at det er viktig å holde luftforurensningen av kvikksølv så lav som mulig for å hindre mulige helseeffekter.­­

 Mangan (Mn)

Mangan er et naturlig forekommende, essensielt sporstoff hos mennesker. I for høye konsentrasjoner mangan gi helseskade. Mangan kan fore­komme i flere oksidasjonstilstander. Det er mange kilder for manganeksponering. Bakgrunnsnivåene ligger under 1 ng/m3. Nær metall­industri kan nivåene ligge langt høyere. For den generelle befolkning er mat hovedkilden for manganeksponering. I arbeidsmiljø kan inhalasjon være en viktig eksponeringsvei. Helse­effekter av manganeksponering hos mennesker er hovedsakelig rapportert i arbeidsmiljø. Dyre­studier og befolkningsstudier indikerer at inhalasjon av mangan gir betennelsesreaksjoner i lunge. Flere studier av arbeidere har vist assosiasjoner mellom toksisitet i nervesystemet og eksponering for lave nivåer av mangan. Det er rapportert en NOAEL-verdi på 30 μg/m3 for redusert koordineringsevne.
Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet har fastsatt et luftkvalitetskriterium for mangan på 0,15 μg/m3 som årsmiddel.

Kilder, luftforurensning og eksponering for mangan

Egenskaper og kilder

Mangan er et naturlig forekommende grunnstoff, og finnes i naturen hovedsakelig i form av oksider, karbonater og silikater. Det er et essensielt sporstoff for mennesker og dyr. Mangan eksisterer både i uorganiske og organiske former. De uorganiske formene inkluderer mangan i forskjellige oksidasjonstilstander: Mn (II), Mn (III), Mn (IV) og Mn (VII). Uorganisk mangan inngår i stål, i produksjon av batterier, glass, lær, tekstiler og kunstgjødsel. Pigment av mangan er mye brukt i kosmetikk. Organiske forbindelser av mangan brukes som soppmiddel og som kontrastmiddel i medisin. Dessuten brukes mangan som tilsetningsstoff i bensin, og vil derfor forekomme i bileksos. Sveiserøyk er en viktig kilde for mangan i arbeidsmiljø.

Luftforurensningsnivåer i Norge

I områder uten spesifikke mangankilder ligger den årlige gjennomsnittsverdien i luft rundt 1­20 ng/m3, som hovedsakelig skyldes erosjon fra jord. Nivåene i nærheten av industrielle kilder er imidlertid rapportert til 0,2-­0,3 µg/m3. I Norge finnes det få målinger av mangan i uteluft; men i nærheten av et smelteverk i Mo i Rana er det beregnet gjennomsnittskonsentrasjoner på 0,2-­0,75 µg/m3 [49]. Andelen av mangan i svevestøvet var betydelig høyere enn i trafikkerte områder i Oslo. Ifølge målinger utført i et EU-prosjekt lå konsentrasjonen av mangan i svevestøv samlet inn i Oslo ved forskjellige årstider i perioden 2001-­2002 på rundt 250 ng/mg i finfraksjonen, og på rundt 600 ng/mg i grovfraksjonen [3]. Generelt sett var nivåene i begge fraksjonene mer eller mindre tilsvarende nivåene som ble målt i de andre byene i prosjektet. Disse nivåer i svevestøvet skal tilsvare en luftkonsentrasjon på ca 4 ng/m3.

Mangan måles ved bakgrunnsstasjonene Andøya og Zeppelinfjellet og viser lave årsmiddelverdier for mangan, under i 1 ng/m3 (figur 8).

Figur 1. Årsmiddelkonsentrasjon av mangan ved bak­ grunnsstasjonene Andøya og Zeppelinfjellet i 2010. Disse verdiene ligger langt under luftkvalitetskriteriet for Mn, på 0,15 µg/m3
Figur 8. Årsmiddelkonsentrasjon av mangan ved bak­ grunnsstasjonene Andøya og Zeppelinfjellet i 2010. Disse verdiene ligger langt under luftkvalitetskriteriet for Mn, på 0,15 µg/m3. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av langtransportert forurenset luft og nedbør.

Eksponering

Den generelle befolkningen eksponeres for mangan via mat og vann, inhalasjon, hudkontakt med luft, vann, jord og enkelte forbruksprodukter. Den primære mangankilden for den alminnelige befolkningen er kosten, mens hudeksponering blir sett på som lite viktig. I arbeidsmiljø kan imidlertid inhalasjon av luft foru­renset med manganholdig svevestøv være en bety­delig kilde. Dette er spesielt viktig i gruvevirksomhet, ved sveising og i industri med manganholdige produkter [11].

Helseeffekter

Mangan er et essensielt sporstoff for mennesker og dyr, som inngår i mange forskjellige proteiner, og som spiller en viktig rolle blant annet ved sårheling. Selv om inntak av mangan er nødvendig for helsen, er høy eksponering for mangan helseskadelig. Absorpsjon av mangan ved inhalasjon avhenger både av partikkel­størrelse og av løselighet av manganforbindelsen. Noe inhalert mangan kommer over i blodsirkulasjonen, mens noe forblir i lungene. Inhalert mangan kan transporteres direkte til hjernen før det omdannes i leveren. Mangan skilles ut fra kroppen etter få dager via gallen og til avføring. Imidlertid tar utskillelsen fra hjernen mye lenger tid enn fra resten av kroppen [11]. Små mengder kan også skilles ut i urin, svette og melk. Helseeffekter av manganeksponering hos mennesker er hovedsakelig rapportert i arbeidsmiljø.

Eksperimentelle studier

Inhalasjon av manganforbindelser i partikkelform som mangandioksid og mangantetraoksid kan gi betennelses­responser i dyr, mens manganklorid ikke viste seg å gi slike responser hos kaniner [87]. I flere studier med ekspo­neringer fra 1 dag til 10 måneder er det rapportert varier­ende grad av betennelsesreaksjoner i dyr ved konsen­trasjoner fra 0,7 til 69 mg/m3. Videre er økt følsomhet for lungeinfeksjoner forårsaket av bakterier observert etter akutt eksponering for manganstøv i dyreforsøk. Ekspone­ring av griser har vist et potensial av mangan for å utløse uønskede hjerte- ­kareffekter [87]. Slike effekter er imid­lertid også karakteristisk ved inhalasjon av svevestøv, og kan skyldes mer generelle egenskaper ved partikkelen.

Svært lite data er tilgjengelig om effekter på foster­utvikling etter inhalasjon av mangan. En studie med mus indikerer ingen effekt hos avkom som følge av eksponering av mor under graviditet [87]. Inhalasjon av mangan har vist endringer i dopaminnivåene, en viktig neurotransmitter, i deler av hjernen hos aper, og adferdsendringer i mus. Artsforskjeller kan komplisere tolkningen av adferdsendringer i laboratoriedyr [11]. De fleste studier som viser effekter av manganeksponering på sentralnervesystemet og adferdsendringer er gjort via andre eksponeringsveier enn inhalasjon. Det foretas nå studier av manganholdige nanopartikler i dyreforsøk. Det er ikke funnet studier som indikerer kreftfremkallende effekter i dyr eller mennesker etter inhalasjon av uorganisk eller organisk mangan [87].

Befolkningsstudier

Effekter på nervesystemet etter langvarig inhalasjonseks­ponering av mangan er rapportert både i befolknings­studier og ved enkeltobservasjoner i arbeidsmiljø [87].

Slik langvarig eksponering for høye doser mangan kan blant annet resultere i sykdom i sentralnervesystemet og kronisk manganforgiftning – manganisme, som er en Parkinson­lignende sykdom. Hos kronisk eksponerte arbeidere er det registrert nevrologiske effekter ved luftkonsentrasjoner fra 0,07 til 0,97 mg Mn/m3 (mangan i totalt eller inhalerbart støv) [87]. Ut fra studier av Roels og medarbeidere [88] på koordineringsevne, er det beregnet en NOAEL­-verdi på 30 µg/m3 [11].  Inhalasjon av høye konsentrasjoner av manganstøv kan forårsake betennelsesreaksjoner i lungene, som over tid kan gi redusert lungefunksjon. Forstyrret seksualfunksjon er en av de tidligste kliniske effekter ved mangantoksisitet, og er observert ved høye mangankonsentrasjoner i arbeids­miljø. Eksisterende studier har ikke vist om mangan i høye konsentrasjoner er kreftfremkallende eller ikke.

Vurderinger og luftkvalitetskriterier

Basert på nevrotoksiske effekter observert i arbeids­miljø har WHO foreslått en retningslinje for mangan på 0,15 µg/m3 som årsgjennomsnitt [11]. Da er det tatt utgangspunkt i en NOAEL­-verdi på 30 µg/m3, og dividert med en usikkerhetsfaktor på rundt 200.

Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet har benyttet samme NOAEL­-verdi og usikkerhetsfaktor, og fastsatt et luftkvalitetskriterium for mangan på 0,15 µg/m3 som årsgjennomsnitt. Dette er i samsvar med WHO.

 Nikkel (Ni)

Nikkel er et metall som forekommer i lave kon­sentrasjoner i naturen, både som vannløselige salter og ikke-­løselige forbindelser. Nikkel kan foreligge i forskjellige oksidasjonstrinn, to­verdig nikkel synes å dominere. Industri og forbren­ning av olje og kull er viktige kilder for nikkel i luft. Luftkonsentrasjonen av nikkel i byer og tettste­der ligger i området 1­-10 ng/m3, høyere ved spesifikke kilder. Inhalasjon i aktuelle arbeidsmiljø synes å være den viktigste eksponering for nikkel. Studier tyder på at nikkel er kreftfremkallende, påvirker mottageligheten for infeksjoner, gir allergi/betennelse og kan påvirke hjerte­- og karsystemet. Nikkelforbindelser antas å kunne gi kreft i lunger, nese og strupe. I risiko­vurdering regnes evnen til å utløse kreft som den kritiske effekten.
Folkehelseinstituttet og Miljø­direktoratet har fastsatt et luftkvalitetskriterium på 10 ng/m3 nikkel som årsmiddel. Det tilsvarer en livstidsrisiko for kreft på 1:250 000.

Kilder, luftforurensningsnivåer og eksponering for nikkel

Egenskaper og kilder

Nikkel er et metall som finnes i naturen, men vanligvis i lave konsentrasjoner i jord, vann og luft. Nikkel kan forekomme som vannløselige salter (nikkelacetater, ­sulfater og ­klorider) og som ikke­-vannløselige forbin­delser (sulfider og oksider). Enkelte ikke-­vannløselige nikkelforbindelser kan imidlertid løses i biologiske væsker [8]. Selv om nikkel kan danne forbindelser med forskjellige oksidasjonstrinn, synes 2­-verdig nikkel å være viktigst for både organiske og uorganiske forbindelser, men 3­-verdig nikkel kan dannes ved reduksjons­oksidasjonsprosesser i cellene.

Nikkel inngår i enkelte enzymer i noen organismer, og kan inngå i det biologiske kretsløpet. Nikkel er imidlertid ikke vist å være essensielt for mennesket. Forbindelser av nikkel forekommer i avløp/avgasser fra industriell produksjon og forbrenning av olje og kull. Den viktigste nikkelforbindelsen i uteluft er nikkelsulfat [8]. Nikkel finnes også i tobakksrøyk. Produksjon av karbon­nanopartikler gir ofte nikkelforurensning.

Metallet kan finnes i produkter slik som husholdnings­artikler, batterier, tannlegeutstyr, implantater og pynte­gjenstander. Nikkel finnes i matvarer, særlig kan nøtter og kakao inneholde mer nikkel enn andre matvarer [8].

Luftforurensningsnivåer i Norge

Luftkonsentrasjonen av nikkel i byer og tettsteder ligger i området 1-­10 ng/m3, men langt høyere konsen­trasjoner kan forekomme i områder med mye industri (100­-200 ng/m3). I Nord­-Norge ble det i 1990/1991 målt nivåer rundt 1 ng/m3 i bakgrunnsområder og rundt 5 ng/m3 noen km fra et smelteverk. Det høyeste nivået som ble observert var 64 ng/m3 [89]. Målinger etter 2005 har som tidligere vist rundt 5 ng/m3 nær smelteverket [49]. I 2009 var årsmiddelkonsentra­sjonen for nikkel på 29 ng/m3 i Kristiansand, dette er over målsetningsverdien i forurensningsforskriften kapittel 7 om lokal luftkvalitet. Målestasjonen ligger i et industrinært område. I 2011 var konsentrasjonen i Kristiansand noe lavere, men fremdeles over gjeldende luftkvalitetskriterier. Målinger utført ved andre stasjoner viste lave konsentrasjoner av nikkel i uteluft i perioden 2009­-2011 som vist i figur 9.

Figur 9. Årsmiddelkonsentrasjoner av nikkel målt ved ulike målestasjoner 2009-­2012. Grønn linje viser gjeldende luftkvalitetskriterium. Rød linje viser forurensningsforskriftens målsetningsverdi. Kilde: Sentral database for luftovervåkningsdata, 2013.
Figur 9. Årsmiddelkonsentrasjoner av nikkel målt ved ulike målestasjoner 2009-­2012. Grønn linje viser gjeldende luftkvalitetskriterium. Rød linje viser forurensningsforskriftens målsetningsverdi. Kilde: Sentral database for luftovervåkningsdata, 2013.

Ifølge målinger utført i EU-­prosjektet RAIAP lå konsen­trasjonen av nikkel i svevestøv samlet inn i Oslo ved forskjellige årstider i perioden 2001­-2002 på rundt 190 ng/mg i finfraksjonen, og på rundt 80 ng/mg i grovfraksjonen [3]. Det skulle tilsvare en luftkonsentra­sjon på 1,2 ng/m3 nikkel.

Eksponering

Nikkel kan tas opp ved inhalasjon, gjennom huden og via mat og drikke. Den største eksponeringen hos den gene­relle befolkning skjer via mat. Den helsemessig viktigste eksponeringen er imidlertid opptak via luft i arbeidsmiljø innen tilvirking, raffinering og utvinning av nikkel og nikkelholdige produkter [90]. Røykere har også høyere eksponering enn andre grupper i befolkningen. Den generelle befolkningen er utsatt for mindre enn 2,5 ng/m3 nikkel i luft, med unntak av områder med tungindustri.

Helseeffekter av nikkel

Helseeffekten til nikkel avhenger av hvilken forbindelse den foreligger i, samt eksponeringsveien. Det foreligger studier som tyder på at nikkel er kreftfremkallende, påvirker mottageligheten for infeksjoner, gir allergi/betennelse og kan påvirke hjerte­- og karsystemet. Det er lite kunnskap om absorpsjon av nikkel fra svevestøv etter deponering i luftveissystemet, men både partikkel­størrelse og løselighet ser ut til å ha stor betydning [8], [91]. Høyeste konsentrasjoner av nikkel finnes i lunge, skjoldbruskkjertel og binyrene, men også i nyre, lever og hjerne. Omdannelse av 2­-verdig til 3­-verdig nikkel i kroppen fører til dannelse av reaktive oksygenforbin­delser (ROS). Urin er den viktigste eliminasjonsveien for absorbert nikkel. Halveringstiden for absorbert nikkel i urin er blitt estimert til ca 30 timer [8].

Eksperimentelle studier

Nikkeloksid og nikkelsubsulfid (Ni3S2) er vist å forår­sake svulster etter inhalasjon i dyrestudier [8]. Det kreftfremkallende potensialet varierer med kjemisk sammensetning, løselighet og partikkeloverflate­egenskaper [8]. Nikkelforbindelser forårsaker generelt lite mutasjoner i bakterietester, noe som kan skyldes begrenset opptak. Imidlertid er nikkelforbindelser vist å kunne omdanne celler i kultur til kreftcellelinjer [8]. Potensialet til å fremkalle kreft avhenger av de fysiske/kjemiske egenskapene til aktuelle nikkelforbindelser, og deres mulighet til å trenge inn og oppløses i celler. Flere studier tyder på at det er de semioppløselige forbindelsene slik som nikkelsubsulfid som er mest kreftfremkallende [92]. Mekanismen for nikkels evne til å fremkalle kreft synes å involvere både genetiske og ikke­-genetiske endringer [72].

Inhalasjon av nikkel kan også forårsake andre effekter i luftveiene, som ødem og betennelsesreaksjoner [8]. Nikkel i løselig form ga betennelsesreaksjoner i lunge etter instillering i luftveier hos rotter [93]. I den senere tid er det gjort flere forsøk med nanopartikler av nikkeloksid (NiO), og det er observert betennelses­reaksjoner etter eksponering for slike nanopartikler [94]. I en ny studie ble rotter eksponert via luftveiene (instillering) for løselig fraksjon av flyveaske fra restolje, samt ulike metaller som forekommer i den løselige fraksjonen, før dyrene ble utsatt for bakterier. Denne studien viste at den løselige metallfraksjonen økte følsomheten for lungeinfeksjon, og at løselig nikkel sannsynligvis var det viktigste metallet involvert i den økte følsomheten [95].

I tillegg til effekter i luftveiene finnes det studier som indikerer effekter i hjerte­- og karsystemet. Studier med mus kan tyde på at nikkel i svevestøv bidrar til hjerte-­kareffekter [96]. Målinger av mus eksponert for oppkonsentrert finfraksjon av svevestøv (CAPs) viste at nikkel var assosiert med akutte endringer i hjerte­rytmen  og ­variabilitet.

Dessuten kan nikkel overføres til foster og påvirke fosterutviklingen. Dødfødsel og misdannelser er rapportert etter injeksjon av nikkelforbindelser i forsøksdyr [8].

Befolkningsstudier

Alle nikkelforbindelser antas å kunne gi kreft i lunger, nese og strupe. Arbeidsrelatert eksponering i industri med nikkelraffinering er dokumentert å øke risikoen for lunge-­ og nesekreft. Inhalasjon av blandinger av oksider, sulfider og løselige nikkelforbindelser ved høyere konsentrasjoner enn 0,5 mg/m3 over mange år viser slike effekter. Et estimat av risiko for lungekreft er gjort på basis av arbeidere ansatt mellom 1968 og 1972 i industri i Norge med høy nikkeleksponering. Her ble det beregnet en risiko på 3,8 tilfeller per 10 000 eksponerte ved eksponering for 1 µg/m3 [8].

Allergiske hudreaksjoner av nikkel er dokumentert både hos nikkelarbeidere og i den generelle befolk­ningen. Nikkel absorberes lett gjennom slimhinner og hud og kan gi allergisk kontakteksem (nikkelallergi). Det er en økende tendens til slik eksem på grunn av eksponering for husholdningsredskaper, smykker og mynter. Luftveissystemet er også et målorgan for aller­giske reaksjoner ved nikkeleksponering i arbeidsmiljø.

Til tross for at nikkel har sterkt allergisk potensial og at kontakteksem er godt dokumentert i arbeidsmiljø, foreligger det ikke data som tyder på at luftbåren nikkel forårsaker allergiske reaksjoner i den generelle befolkningen [8].

Nikkel kan også føre til betennelse i luftveiene. Dette kan utvikle seg fra mild irritasjon til kroniske beten­nelser i bronkiene, lungefibrose, astma og væskedan­nelse i lungene. Nikkel kan også gi hjerte­- og karsyk­dommer og nyresykdommer [92]. Befolkningsstudier (NMMAPS, Hong Kong) tyder på sammenhenger mellom eksponering for nikkel og dødelighet av hjerte­- og karsykdommer ved forholdsvis lave luftkonsentrasjoner [96].

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for nikkel

Nikkelforbindelser er klassifisert som gruppe 1 karsinogener (kreftfremkallende for mennesker og dyr) av IARC, og den kreftfremkallende effekten av nikkel i luftveier blir vurdert som den kritiske effekten [8, 72]. Basert på risikoberegninger foretatt i arbeids­miljø har WHO estimert en livstidskreftrisiko på 3,8 per 10 000 eksponerte ved 1 µg/m3 nikkel som luftkonsen­trasjon. Dette estimatet forutsetter en lineær dose­-responskurve. En konsentrasjon på 2,5 ng/m3 nikkel­ forbindelser vil da gi en livstids kreftrisiko på 1:1 000 000.

I EUs 4. datterdirektiv om luftkvalitet [15] som omhandler konsentrasjoner i luft og avsetning i jordsmonn av forskjellige metaller, ble det for nikkel spesifisert en målsettingsverdi på 20 ng/m3 [15]. I Norge ble målsettingsverdien implementert i 2013 [54].

Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet har fastsatt et luftkvalitetskriterium for nikkel på 10 ng/m3 som årsmiddel. Det tilsvarer en livstidsrisiko for kreft på 1:250 000.

Sink (Zn)

Sink er et vanlig grunnstoff i naturen og et viktig sporstoff. De viktigste kildene for utslipp av sink til miljøet er gruvedrift, industri og forbrenning av kull og avfall. Sinknivåene i luft er normalt godt under 1 µg/m3. Nivåene kan være noe høyere i byer og rundt smelteverk. Eksponering for sink er vanligvis via kosten. Eksponering via luft kan også bidra, spesielt i arbeidsmiljøet. Sink i luften er hovedsa­kelig bundet til svevestøv. Høye doser sinkoksid er vist å gi såkalt metallrøykfeber i arbeidsmiljø. Bare påvist i langt høyere konsentra­sjoner enn det som forekommer i omgivelsesluft. Effekter i respirasjonssystemet ved inhalasjon av sink og sinkforbindelser er observert, varierende med kjemisk form av sink. Stressresponser av sink i hjerte- og ­karsys­temet er også observert.
Studier indikerer at sink kan spille en viktig rolle for effekter som observe­res av svevestøv. Likevel er det for lite data i aktuelle konsentrasjonsområder for uteluft som kan brukes til å fastsette et luftkvalitetskriterium for sink alene.

Kilder, forurensningsnivåer og eksponering for sink

Egenskaper og kilder

Sink er et vanlig grunnstoff i naturen, og forekommer hovedsakelig i form av sinksulfid og sinkoksid. Sink er et viktig sporstoff. På den annen side kan for høyt inntak av sink ha skadelige effekter. De viktigste kildene for utslipp til miljøet er gruvedrift, stålproduk­sjon, kullbrenning og brenning av avfall. Sink brukes i hudpleieprodukter, som kosttilskudd og i enkelte typer legemidler [97].

Luftforurensningsnivåer i Norge

Sink og sinkforbindelser finnes i luft, vann og jord. Sinknivåene i luft er normalt godt under 1 µg/m3, men kan være noe høyere i byer (0,1­1,7 µg/m3) og rundt smelteverk [97]. Nær et smelteverk i Nord­-Norge ble det beregnet en gjennomsnittskonsentrasjon for sink på 2­3 µg/m3 i luft. Ifølge målinger utført i EU-­prosjektet RAIAP lå konsentrasjonen av sink i svevestøv samlet inn i Oslo ved forskjellige årstider i perioden 2001-­2002 på gjennomsnittlig 4,4 µg/mg i finfraksjonen, og på rundt 2,2 µg/mg i grovfraksjonen [3]. Generelt var nivåene i grovfraksjonen tilsvarende det som ble målt i enkelte andre europeiske byer, mens nivåene av sink finfraksjonen i Oslo var blant de høyeste. Disse nivåene av sink i svevestøv vil tilsvare nesten 30 ng/m3 sink i luften.

Målinger ved bakgrunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjellet viser lave konsentrasjoner av sink i uteluft (figur 10).

Figur 10. Årsmiddelkonsentrasjoner av sink målt ved bakgrunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjel­ let i 2010. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av langtransportert forurenset luft og  nedbør.
Figur 10. Årsmiddelkonsentrasjoner av sink målt ved bakgrunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjel­ let i 2010. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av langtransportert forurenset luft og nedbør.

Eksponering

Eksponeringen i den generelle befolkningen er primært via inntak fra mage-­tarmkanalen. Det daglige inntaket av sink fra mat er 0,07-­0,23 mg/kg/dag, og nivåene er høyest i sjømat. Luft, tobakksprodukter og drikkevann er også mulige eksponeringskilder. Sink i luften er hovedsakelig bundet til svevestøv. Arbeidere involvert i galvanisering, metallsmelting, sveising og messingstøping kan bli eksponert for høye konsentra­sjoner av metallisk sink og sinkforbindelser [97].

Helseeffekter av sink

Sink er et essensielt næringsstoff for mennesker og dyr, og er nødvendig for vekst og utvikling ved å påvirke funksjonen av en lang rekke proteiner. Sinkmangel har vært assosiert med mange typer lidelser som eksem, spiseforstyrrelse, dårlig sårheling, redusert reproduk­sjon, forstyrret immunfunksjon og redusert mental funksjon [98]. Det er anbefalt at det daglige inntaket av sink skal være 11 mg/dag for menn og 8 mg/dag for kvinner. Opptak, fordeling og utskillelse av sink har vært grundig studert etter inntak via mage-tarmkanalen, mens det finnes langt mindre informasjon om opptak som følge av inhalasjon og hudeksponering.

Studier tyder imidlertid på at sink også absorberes fra disse stedene [97]. Absorpsjon av sink fra mage-tarmkanalen er nøye regulert, og ved normale fysiologiske forhold vil 20­-30 % av inntatt sink absorberes. En rekke faktorer påvirker opptaket av sink, bl.a. løseligheten av sinkforbindelsen og tilstedeværelsen av andre faktorer i kosten som kan hemme (kalsium, fosfor, fiber) eller øke (aminosyrer med mer) absorpsjonen. Opptaket av inhalert sink avhenger både av partikkelstørrelse og løselighet. Absorbert sink vil bli fordelt i hele kroppen, og sinknivåene er høyest i muskler, bein, mage-­tarmkanal, nyre, hjerne, hud, lunger, hjerte og bukspytt­kjertel. Mesteparten [99] av sink i plasma er bundet til albumin. Sink skilles ut fra kroppen både via urin og avføring.

Eksperimentelle studier

Ved inhalasjon av sink og sinkforbindelser er det obser­vert effekter i respirasjonssystemet, og disse varierer med kjemisk form av sink. Nylig er det også observert effekter i hjerte- og ­karsystemet [97, 100]. En gruppe frivil­lige personer ble utsatt for forskjellige nivåer sinkoksid­røyk (gjennomsnitt 16 mg/m3) i inntil 2 timer, som ga betennelsesreaksjoner i lungene [101], [102]. I rotter og marsvin er det observert effekter i luftveiene etter inhalasjon av 1,8 mg/m3 sinkoksid i 3 timer. Videre er instillasjon av sink i dyr vist å kunne gi stressresponser og betennelsesreaksjoner i luftveiene. Det er også påvist stressresponser i hjerte [93, 100, 103, 104].

Det er lite kunnskap om helseeffekter ved inhala­sjon av sinkstøv eller ­røyk etter langtidseksponering. Eksponering for sinkforbindelser over lang tid i kosten (~0,5­2 mg Zn/kg kroppsvekt/dag) ga symptomer som kunne skyldes redusert absorpsjon av kobber fra maten (kobbermangel). Tilgjengelige langtidsstudier har ikke vist økt kreftforekomst av sinkforbindelser [97].

Befolkningsstudier

Inhalasjon av sinkoksid skjer hovedsakelig i arbeids­miljø i smelteverk og ved sveising. Det dannes små partikler (<1 µm) som kan nå lungeblærene og forår­sake betennelsesreaksjoner og vevsskade. Høye doser sinkoksid er vist å gi metallrøykfeber (brystsmerter, hoste, åndebesvær, redusert lungefunksjon, kvalme, skjelvinger, slapphet). I arbeidsmiljøer har det vært påvist konsentrasjoner av sink som kan gi helseeffekter, tilsvarende konsentrasjoner forekommer imidlertid ikke i omgivelsesluft. Akutt eksponering av mennesker for lavere konsentrasjoner sinkoksid (14 mg/m3 i 8 timer eller 45 mg/m3 i 20 minutter) og sink (8-­12 mg/m3 i 1­3 timer eller 0,034 mg/m3 i 6­8 timer) ga ingen symptomer på metallrøykfeber [97]. Mesteparten av tilgjengelige studier i arbeidsmiljø har mangler, da det ofte ikke er rapportert eksponeringsnivåer, eller så er det et lite antall personer som er studert [97].

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for sink

Det har ikke vært mulig å finne noen internasjonale retningslinjer for sink eller sinkforbindelser i luft, bortsett fra i arbeidsmiljø. De få studiene som finnes om sink i aktuelle konsentrasjonsområder for uteluft er ikke tilstrekkelig til å kunne fastsette luftkvalitets­kriterier. Det er likevel nødvendig å poengtere at det foreligger studier som indikerer at sink kan være et viktig bidrag til de skadelige effektene som observeres av svevestøv (se metaller under Svevestøv - Helseeffekter av svevestøv).

Vanadium (V)

Vanadium er et vanlig sporstoff i naturen som kan forekomme i forskjellige oksidasjonstilstander. Fossilt brennstoff, og spesielt råolje, er hoved­kilden for utslipp av vanadium til atmosfæren. Målinger av vanadium i svevestøvet i et industri­område i Norge viser konsentrasjoner av vanadium mellom 1,5 og 3 ng/m3. Inntaket via kosten er en viktigere kilde for eksponering av vanadium enn luften er. I arbeidsmiljøet kan luft­eksponering også bidra. Opptaket av vanadium i lunge avhenger både av partikkelstørrelse og løsbarhet til vanadiumforbindelsene. Vanadium kan opptre med forskjellige oksidasjonstrinn. Stoffet inngå i reaksjoner som fører til dannelse av reaktive oksygenforbindelser. Disse kan føre til skade. Det er vist irriterende effekter på luftveissystemet i konsentrasjonsområdet fra 60 µg/mi forsøk med friske frivillige personer. Studier fra arbeidsmiljø viser luftveissymptomer ved lang­varig eksponering for 20 µg/m3 vanadium.
Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet har fast­satt et luftkvalitetskriterium for vanadium på 0,2 µg/m3 som gjennomsnitt over ett døgn.

Kilder, luftforurensningsnivåer og eksponering for vanadium

Egenskaper og kilder

Vanadium er et vanlig sporstoff i naturen. Stoffet fore­kommer hovedsakelig i oksidasjonstilstandene +3, +4 og +5, og ikke naturlig som metall. Ved tilstedeværelse av oksygen er vanadium alltid i den 5­-verdige formen. I mennesker og andre pattedyr blir 5­-verdig vanadium redusert til 4­-verdig [8].

Vanadium forekommer i lave konsentrasjoner i vann og fjell, mens i fossilt brennstoff, som råolje, kull, olje­skifer og tjæresand, er det ofte høye konsentrasjoner. Fossilt brennstoff, og spesielt råolje, er hovedkilden for utslipp av vanadium til atmosfæren. Vanadium har en tendens til å bli igjen i den tunge delen av oljen når den raffineres (destilleres). Fyringsoljer som brukes i Norge i dag tilfredsstiller krav om svovelinnhold, og dette betyr i praksis at vanadiuminnholdet i vanlige fyringsoljer er lavt. Innen internasjonal skipstrafikk kan det fortsatt brukes tunge og lite raffinerte oljer som bunkers. Dette gjelder spesielt havgående store skip som ikke er under noen regulering vedrørende utslipp.

Det er estimert at 200 000 tonn vanadium årlig slippes ut i atmosfæren som følge av menneskelige aktiviteter. Videre er det beregnet at industri står for 53 % av innholdet av vanadium i luft [105]. Vanadium har normalt relativt kort oppholdstid i atmosfæren, slik at konsentrasjoner i luft avtar raskt med avstanden fra kildene (utslippsstedet) og tiden etter utslippet. I luft kan vanadium være løst i vanndråper eller bundet til partikler. Nedbør «vasker» luften for metaller som dermed ikke akkumuleres i atmosfæren.

Luftforurensningsnivåer i Norge

Årsgjennomsnitt av vanadium i luft fra store byer verden over er mellom 50 og 100 ng/m3. I Norge måles vanadiumkonsentrasjonen i luft på bakgrunns­stasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelinfjellet. Årsmiddelverdiene på disse stasjonene er langt under gjeldende luftkvalitetskriterium på 0,2 µg/m3, som vist i figur 11. Målinger av vanadium i svevestøvet i et industriområde viser konsentrasjoner av vanadium mellom 1,5 og 3 ng/m3. Ifølge målinger utført i EU­prosjektet RAIAP lå konsentrasjonen av vanadium i svevestøv samlet inn i Oslo ved forskjellige årstider i perioden 2001-2002 på gjennomsnittlig 340 ng/mg i finfraksjonen, og på rundt 75 ng/mg i grovfraksjonen [3]. Generelt sett var nivåene i begge fraksjonene tilsvarende nivåene som ble målt i Amsterdam (Neder­land). Disse nivåene i svevestøvet tilsvarer en luftkon­sentrasjon av vanadium på 1-­2 ng/m3.

Figur 11. Årsmiddelkonsentrasjon av vanadium målt ved bakgrunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelin­fjellet i 2010. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av langtransportert forurenset luft og nedbør.
Figur 11. Årsmiddelkonsentrasjon av vanadium målt ved bakgrunnsstasjonene Birkenes, Andøya og Zeppelin­fjellet i 2010. Kilde: Rapport TA 2812/2011, overvåkning av langtransportert forurenset luft og nedbør.

Eksponering

Nivåer som kan forekomme i luften i svært forurensede byer kan gi et daglig inntak ved inhalasjon på 1,5 µg [8]. Inntaket via kosten er imidlertid en viktigere kilde. Det totale daglige inntaket av vanadium er beregnet til 20 µg. I tillegg kan arbeidsmiljø bidra til eksponeringen med konsentrasjoner fra 0,01 til 30 mg/m3. I slike tilfeller er det rapportert stor variasjon i partikkelfor­delingsmønsteret og grad av løselighet for forskjellige vanadiumforbindelser.

Helseeffekter av vanadium

Vanadium finnes i mange organismer og inngår i ulike enzymer. Løselige vanadiumforbindelser tas lett opp i lungene ved inhalasjon og akkumuleres der. Det er beregnet at omtrent 25 % av (vann)­løselige vanadiumforbindelser blir absorbert når det kommer ned i lungene. Opptaket avhenger både av partikkelstørrelse og løsbarhet til komponentene. Bare ca 10 % av vanadium i kosten blir tatt opp i tarmen [106]. Vanadium fordeles effektivt i kroppen via blodet.

Arbeidere som er utsatt for vanadium, har økte nivåer vanadium i urin og blod [107]. Disse avtar imidlertid fort etter at eksponeringen stopper [108]. Vanadium har en tendens til å konsentreres midlertidig i nyrene, leveren og lungene, men over lengre tid lagres det i bein og muskler. Utskillelse via urin er den viktigste mekanismen for eliminering av vanadium [8].

Eksperimentelle studier

Toksisiteten av vanadium øker med økende oksidasjons­trinn, det vil si at 5-­verdig vanadium er mer toksisk enn 4-­verdig, som igjen er mer toksisk enn 3-­verdig. Siden vanadium kan opptre med forskjellige oksidasjonstrinn, vil stoffet inngå i Fenton­lignende reaksjoner og føre til dannelse av reaktive oksygenforbindelser, som kan gi skade [109]. Vanadiumforbindelser er rapportert å påvirke funksjonen av kroppens forsvarsceller som makrofager (spiseceller), slik at lungenes motstands­kraft mot infeksjoner reduseres [8]. Eksperimenter med makrofager og hvite blodceller (T-lymfocyter) har vist at vanadium hemmer enzymer, men kan også aktivere produksjon av betennelsesstoffer [110-­112]. Vana­ dium er vist å gi dannelse av reaktive oksygenforbin­delser i humane hvite blodceller [113]. Videre er 5-­ og 4­-verdige vanadiumforbindelser rapportert å forårsake kromosom­ og genskader [8], [114].

Dyreforsøk viser at toksisiteten av vanadium er høy ved injeksjon, lav ved opptak i mage-tarmkanalen og middels ved inhalasjon. I en rekke dyrestudier er det rapportert akutt og kronisk respiratoriske effekter etter eksponering for forskjellige vanadiumforbindelser [8]. Også i andre organer som lever, nyre, testikler, nervesystemet og hjerte­karsystemet har inhalasjon av vanadiumforbindelser forårsaket effekter. I en studie av rotter er det rapportert systemiske og lokale effekter i luftveissystemet ved konsentrasjonsområdet fra 3,4 til 15 µg/m3 [8]. Vanadium er rapportert kreftfrem­kallende i mus etter inhalasjon av vanadiumpentoksid, V2O5 [115]. IARC har klassifisert vanadium som et mulig kreftfremkallende stoff for mennesker, gruppe 2B [116].

I forsøk med friske frivillige personer er det vist irrite­rende effekter på luftveissystemet i konsentrasjons­området 56­-560 µg/m3 [8].

Befolkningsstudier

Vanadium er vist å forårsake helseskader hos arbeidere både etter kortvarig og langvarig eksponering. Irrita­sjon og betennelse i øynene er hyppigst rapportert hos arbeidere. Særlig ved yrkesrelatert eksponering av vanadiumpentoksid er det vist både akutte og kroniske effekter, som irritasjon og økt produksjon av slim i luftveiene og hosting. Slike kliniske symptomer er rapportert hos arbeidere etter akutt eksponering for konsentrasjoner fra 60 µg/m3 [8]. Ved langvarig eksponering er symptomer i øvre luftveier registrert ved 20 µg/m3. Det er også indikasjoner fra arbeidsmiljø på at vanadiumforbindelser kan indusere astma. Milde symptomer som nysing, rennende nese og sår hals forsvinner gjerne etter 2­5 dager. Forandringer i lunge­funksjon indikerer innsnevringer/hevelser av luftveier. Videre er produksjon av betennelsesstoffer vist hos sveisere etter langvarig eksponering. Toksiske effekter av vanadium på mannlige kjønnsorganer (testikler) og evne til reproduksjon er også blitt rapportert [117].

Noen befolkningsstudier har vist positiv sammenheng mellom vanadiuminnholdet i luften og dødelighet som skyldes bronkitt, lungebetennelse, nyreskader, kreft og hjerte- og ­karsykdommer [8]. Disse studiene er imidlertid blitt kritisert for ikke å ha kontrollert for flere viktige faktorer som eksponering for andre stoffer og røyke­vaner. Befolkningsstudier indikerer at vanadium og/eller nikkel i flyveaske fra restolje (ROFA) kan ha spilt en rolle ved dødelighet og hyperreaktivitet i luftveiene [20].

Vurderinger og luftkvalitetskriterier for vanadium

Studier fra arbeidsmiljø viser luftveissymptomer ved 20 µg/m3 vanadium, som WHO har foreslått som et ne­dre nivå for effekt (en LOAEL­-verdi). Siden de observer­te effektene er minimale ved denne konsentrasjonen og siden følsomme subgrupper ikke er påvist, har WHO valgt en beskyttelsesfaktor/usikkerhetsfaktor på 20. Ut ifra dette har WHO anbefalt en retningslinje på 1 µg/m3 med midlingstid over 24 timer. WHO vurderer at nivåer under dette sannsynligvis ikke vil gi skadelige helseeffekter.

Referanser

  1. Krewski D, Yokel RA, Nieboer E, Borchelt D, Cohen J, Harry J et al. Human health risk assessment for aluminium, aluminium oxide, and aluminium hydroxide. J Toxicol Environ Health B Crit Rev 2007; 10 Suppl 1: 1-­269.
  2. Ovrevik J, Myran T, Refsnes M, Lag M, Becher R, Hetland RB et al. Mineral particles of varying composition induce differential chemokine  release from epithelial lung cells: importance of physico­chemical characteristics. Ann Occup Hyg 2005; 49: 219­-31.
  3. Cassee FR, Fokkens PHB, Leseman D, HJTh B, Boere AJF. Respiratory allergy and inflammation due to ambient particles (RAIAP) collection of particulate matter samples from 5 European sites. Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu RIVM; 2003, rapport RIVM rapport 863001001.
  4. Bloemen H.J.T., Gerlofs­-Nijland M.E., Janssen N.A.H., Sandstrom T., Bree L.van, Cassee FR. Chemical characterization and source apportionment estimates of particulate matter collected within the framework of EU project HEPMEAP. 2005, rapport RIVM rapport 863001002/2005.
  5. Verstraeten SV, Aimo L, Oteiza PI. Aluminium and lead: molecular mechanisms of brain toxicity. Arch Toxicol 2008; 789-­802.
  6. Thyssen JP, Menne T. Metal Allergy­A Review on Exposures, Penetration, Genetics, Prevalence, and Clinical Implications. Chem Res Toxicol 2010; 23: 309-­18.
  7. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Toxicological Profile for Aluminium. Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health and Human Services; 2007.
  8. WHO. Air Quality Guidelines for Europe, Second Edition. Copenhagen: World Health Organization; 2000, rapport 91.
  9. Jarup L. Hazards of heavy metal contamination. Br Med Bull 2003; 68: 167­-82.
  10. Mandal BK, Suzuki KT. Arsenic round the world: a review. Talanta 2002; 58: 201-­35.
  11. WHO. Air Quality Guidelines for Europe Second Edition. WHO Regional Office for Europe, Copenhagen, Denmark; 2001.
  12. Olsen V, Morland J. [Arsenic poisoning]. Tidsskr Nor Laegeforen 2004; 124: 2750-­3.
  13. Aranyi C, O’Shea WJ, Sherwood RL, Graham JA, Miller FJ. Effects of toluene inhalation on pulmonary host defenses of mice. Toxicol Lett 1985; 25: 103-­10.
  14. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Toxicological profile of Arsenic. Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health and Human Services; 2007.
  15. European Parliament,Council. Directive 2004/107/EC of the European parliament and of the council of 15 December 2004 relating to arsenic, cadmium, mercury, nickel and polycyclic aromatic hydrocarbons in ambient air. 2004.
  16. Miljøverndepartementet. Forskrift om begrensning av forurensning (forurensningsforskriften) FOR­-2004-­06-­01-31: sist endret FOR­-2012­-11-­16-­1072 fra 2013-­01-­01. [Lovdata]. [oppdatert 1 Jun 2004; nedlastet 10 Apr 2013].
  17. Amundsen T, Naess IA, Hammerstrom J, Brudevold R, Bjerve KS. [Lead poisoning ­- an overview]. Tidsskr Nor Laegeforen 2002; 122: 1473-­6.
  18. Stromberg U, Lundh T, Skerfving S. Yearly measurements of blood lead in Swedish children since 1978: the declining trend continues in the petrol-­lead­-free period 1995­2007. Environ Res 2008; 107: 332-­5.
  19. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Toxicological profile for Lead. Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health and Human Services; 2007.
  20. Chen LC, Lippmann M. Effects of Metals within Ambient Air Particulate Matter (PM) on Human Health. Inhal Toxicol 2008;  1­-31.
  21. European Parliament,Council. Directive 2008/50/ EC of the European Parliament and of the Council of 21 May 2008 on ambient air quality and cleaner air for Europe. 2008.
  22. Karlsson HL, Nilsson L, Moller L. Subway particles are more genotoxic than street particles and induce oxidative stress in cultured human lung cells. Chem Res Toxicol 2005; 18: 19­-23.
  23. Miret S, Simpson RJ, McKie AT. Physiology and molecular biology of dietary iron absorption. Annu Rev Nutr 2003; 23: 283-­301.
  24. Wesselius LJ, Smirnov IM, Nelson ME, O’Brien­ Ladner AR, Flowers CH, Skikne BS. Alveolar macrophages accumulate iron and ferritin after in vivo exposure to iron or tungsten dusts. J Lab Clin Med 1996; 127: 401-­9.
  25. Lay JC, Bennett WD, Ghio AJ, Bromberg PA, Costa DL, Kim CS et al. Cellular and biochemical response of the human lung after intrapulmonary instillation of ferric oxide particles. Am J Respir Cell Mol Biol 1999; 20: 631-­42.
  26. Skotland T, Sontum PC, Oulie I. In vitro stability analyses as a model for metabolism of ferromagnetic particles (Clariscan (TM)), a contrast agent for magnetic resonance imaging. J Pharm Biomed Anal 2002; 28: 323-­9.
  27. Ghio AJ, Piantadosi CA, Wang X, Dailey LA, Stonehuerner JD, Madden MC et al. Divalent metal transporter-­1 decreases metal­-related injury in the lung. American Journal of Physiology­-Lung Cellular and Molecular Physiology 2005; 289: L460­-7.
  28. Wang  X,  Ghio AJ, Yang  F,  Dolan KG,  Garrick MD, Piantadosi CA. Iron uptake and Nramp2/ DMT1/DCT1 in human bronchial epithelial cells. American Journal of Physiology­-Lung Cellular and Molecular Physiology 2002; 282: 987­-95.
  29. Brain JD, Heilig E, Donaghey TC, Knutson MD, Wessling-­Resnick M, Molina RM. Effects of iron status on transpulmonary transport and tissue distribution of Mn and Fe. Am J Respir Cell Mol Biol 2006; 34: 330­-7.
  30. Lay JC, Zeman KL, Ghio AJ, Bennett WD. Effects of inhaled iron oxide particles on alveolar epithelial permeability in normal subjects. Inhal Toxicol 2001; 13: 1065-­78.
  31. Zhou H, Kobzik L. Effect of concentrated ambient particles on macrophage phagocytosis and killing of Streptococcus pneumoniae. Am J Respir Cell Mol Biol 2007; 36: 460-­5.
  32. Soukup JM, Ghio AJ, Becker S. Soluble components of Utah Valley particulate pollution alter alveolar macrophage function in vivo and in vitro. Inhal Toxicol 2000; 12: 401­-14.
  33. Smith KR, Veranth JM, Hu AA, Lighty JAS, Aust AE. Interleukin-­8 levels in human lung epithelial cells are increased in response to coal fly ash and vary with the bioavailability of iron, as a function of particle size and source of coal. Chem Res Toxicol 2000; 13: 118­-25.
  34. Molinelli AR, Madden MC, McGee JK, Stonehuerner JG, Ghio AJ. Effect of metal removal on the toxicity of airborne particulate matter from the Utah Valley. Inhal Toxicol 2002; 14: 1069-­86.
  35. Frampton MW, Ghio AJ, Samet JM, Carson JL, Carter JD, Devlin RB. Effects of aqueous extracts of PM10 filters from the Utah Valley on human airway epithelial cells. American Journal of Physiology­ Lung Cellular and Molecular Physiology 1999; 277: 960­-7.
  36. Dye JA, Lehmann JR, McGee JK, Winsett DW, Ledbetter AD, Everitt JI et al. Acute pulmonary toxicity of particulate matter filter extracts in rats: coherence with epidemiologic studies in Utah Valley residents. Environ Health Perspect 2001; 109 Suppl 3: 395-­403.
  37. Karlsson HL, Holgersson A, Möller L. Mechanisms Related to the Genotoxicity of Particles in the Subway and from Other Sources. Chem Res Toxicol 2008; 21: 726­-31.
  38. Wilson MR, Lightbody JH, Donaldson K, Sales J, Stone V. Interactions between ultrafine particles and transition metals in vivo and in vitro. Toxicol Appl Pharmacol 2002; 184: 172-­9.
  39. Garry S, Nesslany F, Aliouat E, Haguenoer JM, Marzin D. Hematite (Fe2O3) acts by oxydative stress and potentiates benzo[a]pyrene genotoxicity. Mutat Res 2004; 563: 117­-29.
  40. Gosset P, Garton G, Casset A, Fleurisse L, Hannothiaux MH, Creusy C et al. Benzo (a) pyrene-­coated onto Fe2O3 particles-­induced apoptotic events in the lungs of Sprague-­Dawley rats. Toxicol Lett 2003; 143: 223­-32.
  41. Deng Z, Dailey LA, Soukup J, Stonehuerner J, Richards JD, Callaghan KD et al. Zinc transport by respiratory epithelial cells and interaction with iron homeostasis. Biometals 2009; 22: 803-­15.
  42. Dai J, Gilks B, Price K, Churg A. Mineral dusts directly induce epithelial and interstitial fibrogenic mediators and matrix components in the airway wall. Am J Respir Crit Care Med 1998; 158: 1907-­13.
  43. Muggenburg BA, Benson JM, Barr EB, Kubatko J, Tilley LP. Short-­term inhalation of particulate transition metals has little effect on the electrocardiograms of dogs having preexisting cardiac abnormalities. Inhal Toxicol 2003; 15: 357-­71.
  44. Zhu MT, Feng WY, Wang B, Wang TC, Gu YQ, Wang M et al. Comparative study of pulmonary responses to nano- ­and submicron-­sized ferric oxide in rats. Toxicology 2008; 247: 102-­11.
  45. Weinberg ED. Association of iron with respiratory tract neoplasia. J Trace Elem Exp Med 1993; 6: 117­-23.
  46. Gurzau ES, Neagu C, Gurzau AE. Essential metals - ­case study on iron. Ecotoxicol Environ Saf 2003; 56: 190-­200.
  47. Bourgkard E, Wild P, Courcot B, Diss M, Ettlinger J, Goutet P et al. Lung cancer mortality and iron oxide exposure in a French steel­-producing factory. Occup Environ Med 2009; 66: 175-­81.
  48. Stokinger HE. A review of world literature finds iron oides. Am Ind Hyg Assoc 1984; 45:  127-­33.
  49. Hunnes EG. Luftovervåking i Rana. Resultatrapportering for 1. halvår 2006. Molab as; 2006.
  50. EFSA (European Food Safety Authority). Scientific Opinion Cadmium in Food, Scientific opinion of the Panel on Contaminants in the Food Chain. 2009, rapport EFSA-­Q-­2007­-138.
  51. Oberdorster G. Pulmonary deposition, clearance and effects of inhaled soluble and insoluble cadmium compounds. IARC Sci Publ 1992;189-­204.
  52. Nemery B. Metal toxicity and the respiratory tract. Eur Respir J 1990; 3: 202-­19.
  53. IARC. Berylium, Cadmium. mercury and Exposures in the Glass Manufacturing Industry. IARC Monogr Eval Carcinog Risk Chem Hum 1993; 58: 1-­444.
  54. Se ref. 16.
  55. Stern BR, Solioz M, Krewski D, Aggett P, Aw TC, Baker S et al. Copper and human health: biochemistry, genetics, and strategies  for modeling dose-­response relationships. Journal of Toxicology and Environmental Health, Part B 2007; 10: 157­-222.
  56. Gaetke LM, Chow CK. Copper toxicity, oxidative stress, and antioxidant nutrients. Toxicology 2003; 189: 147­-63.
  57. Sanders PG, Xu N, Dalka TM, Maricq MM. Airborne brake wear debris: size distributions, composition, and a comparison of dynamometer and vehicle tests. Environ Sci Technol 2003; 37: 4060­-9.
  58. Lough GC, Schauer JJ, Park JS, Shafer MM, Deminter JT, Weinstein JP. Emissions of metals associated with motor vehicle roadways. Environ Sci Technol 2005; 39: 826-­36.
  59. Gottipolu RR, Landa ER, Schladweiler MC, McGee JK, Ledbetter AD, Richards JH et al. Cardiopulmonary responses of intratracheally instilled tire particles and constituent metal components. Inhal Toxicol 2008; 20: 473-84.
  60. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Toxicological Profile for Copper. Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health and Human Services; 2004.
  61. Georgopoulos PG, Wang SW, Georgopoulos IG, Yonone-­Lioy MJ, Lioy PJ. Assessment of human exposure to copper: A case study using the NHEXAS database. Journal of Exposure Science and Environmental Epidemiology 2006; 16: 397-­409.
  62. WHO. Copper in Drinking­-water: background document of WHO Guidelines for Drinking­-water Quality. Geneva: World Health Organization; 2004, rapport WHO/WSH/03.04.88.
  63. Drummond JG, Aranyi C, Schiff LJ. Comparative study of various methods used for determining health effects of inhaled sulfates. Environ Res 1986; 41: 514-­28.
  64. Hirano S, Ebihara H, Sakai S, Kodama N, Suzuki  KT. Pulmonary clearance and toxicity of intratracheally instilled cupric oxide in rats. Arch Toxicol 1993; 67: 312-­7.
  65. Karlsson HL, Cronholm P, Gustafsson J, Möller L. Copper oxide nanoparticles are highly toxic: a comparison between metal oxide nanoparticles and carbon nanotubes. Chem Res Toxicol 2008; 21: 1726­-32.
  66. Karlsson HL, Gustafsson J, Cronholm P, Möller L. Size-­dependent toxicity of metal oxide particles - A comparison between nano­ and micrometer size. Toxicol Lett 2009; 188: 112­-8.
  67. Askergren A, Mellgren M. Changes in the nasal mucosa after exposure to copper salt dust. Scand J Work Environ Health 1979; 1: 45­-9.
  68. Suciu L, Prodan L, Lazar V, Ilea E, Cocirla A, Olinici L et al. Research on copper poisoning. Med Lavoro 1981; 3: 190­-7.
  69. Hackel H, Miller K, Elsner P, Burg G. Unusual combined sensitization to palladium and other metals. Contact Dermatitis 1991; 24: 131­-2.
  70. Zhitkovich A. Importance of Chromium­ DNA Adducts in Mutagenicity and Toxicity of Chromium (VI). Chem Res Toxicol 2005; 18: 3-­11.
  71. Galanis A, Karapetsas A, Sandaltzopoulos R. Metal­-induced carcinogenesis, oxidative stress and hypoxia signalling. Mutat Res 2009; 674: 31­-5.
  72. Salnikow K, Zhitkovich A. Genetic and epigenetic mechanisms in metal carcinogenesis and cocarcinogenesis: nickel, arsenic and chromium. Chem Res Toxicol 2008; 21: 28­-44.
  73. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Draft Toxicological profile for Chromium. Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health and Human Services; 2008.
  74. Antonini JM, Roberts JR. Chromium in stainless steel welding fume suppresses lung defense responses against bacterial infection in rats. J Immunotoxicol 2007; 4: 117-­27.
  75. Langård S. One hundred years of chromium and cancer: a review of epidemiological evidence and selected case reports. Am J Ind Med 1990; 17: 189-­215.
  76. Langård S, Andersen A, Ravnestad J. Incidence of cancer among ferrochromium and ferrosilicon workers: an extended observation period. Br J Ind Med 1990; 47: 14­-9.
  77. Costa M, Klein CB. Toxicity and carcinogenicity of chromium compounds in humans. Crit Rev Toxicol 2006; 36: 155­-63.
  78. Ishikawa Y, Nakagawa K, Satoh Y, Kitagawa T, Sugano H, Hirano T et al. “Hot spots” of chromium accumulation at bifurcations of chromate workers’ bronchi. Cancer Res 1994; 54: 2342-­6.
  79. Clarkson TW, Magos L. The toxicology of mercury and its chemical compounds. Crit Rev Toxicol 2006; 36: 609-62.
  80. Fitzgerald WF, Clarkson TW. Mercury and monomethylmercury: present and future concerns. Environ Health Perspect 1991; 96: 159­-66.
  81. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Toxicological Profile for Mercury (Update). Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health and Human Services; 1999.
  82. Miljøstatus.no/ (Kvikksølv) - Miljøinformasjon fra offentlige myndigheter
  83. Roels H, Abdeladim S, Ceulemans E, Lauwerys R. Relationships between the concentrations of mercury in air and in blood or urine in workers exposed to mercury vapour. Ann Occup Hyg 1987; 31: 135­-45.
  84. WHO. Health Risks of heavy metals  from long­range transboundary air pollution. WHO Regional Office for Europe, Copenhagen, Denmark; 2007.
  85. Guzzi G, La Porta CA. Molecular mechanisms triggered by mercury. Toxicology 2008; 244: 1­-12.
  86. Fawer MF, de Ribaupierre Y, Guillemin MP, Berode. Measurement of hand tremor induced by industrial exposure to metallic mercury. Occup Environ Med 1983; 40: 204-­8.
  87. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Toxicological profile for Mangan. Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health and Human Services; 2008.
  88. Roels HA, Ghyselen P, Buchet JP, Ceulemans E, Lauwerys RR. Assessment of the permissible exposure level to manganese in workers exposed to manganese dioxide dust. Br J Ind Med 1992; 49: 25-­34.
  89. Sivertsen B, Hagen LO. Overvåking av luft-­ og nedboerkvalitet i grenseområdene i Norge og Russland. Oktober 1991 -­ mars 1992. (Air quality monitoring in the border areas of Norway and Russia. Progress report October 1991 ­ March 1992). NILU; 1992.
  90. Sivulka DJ. Assessment of respiratory carcinogenicity associated with exposure to metallic nickel: a review. Regul Toxicol Pharmacol 2005; 43: 117­-33.
  91. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Toxicological profile for Nickel. Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health and Human Services; 2005.
  92. Kasprzak KS, Sunderman FW, Jr., Salnikow K. Nickel carcinogenesis. Mutat Res 2003; 533: 67­-97.
  93. Rice TM, Clarke RW, Godleski JJ, Al­-Mutairi E, Jiang NF, Hauser R et al. Differential ability of transition metals to induce pulmonary inflammation. Toxicol Appl Pharmacol 2001; 177: 46­-53.
  94. Nishi K, Morimoto Y, Ogami A, Murakami M, Myojo T, Oyabu T et al. Expression of cytokine­-induced  neutrophil  chemoattractant  in  rat lungs by intratracheal instillation of nickel oxide nanoparticles. Inhal Toxicol 2009; 21: 1030-­9.
  95. Roberts JR, Young SH, Castranova V, Antonini JM. The soluble nickel component of residual oil fly ash alters pulmonary host defense in rats. Journal of Immunotoxicology 2009; 6: 49­-61.
  96. Lippmann M, Ito K, Hwang JS, Maciejczyk P, Chen LC. Cardiovascular effects of nickel in ambient air. Environ Health Perspect 2006; 114: 1662-­9.
  97. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Toxicological profile for Zinc. Atlanta, Georgia: U.S. Department of Health and Human Services; 2005.
  98. Prasad AS. Zinc in human health: effect of zinc on immune cells. Mol Med 2008; 14: 353­-7.
  99. Antonini JM, Taylor MD, Zimmer AT, Roberts JR. Pulmonary responses to welding fumes: role of metal constituents. J Toxicol Environ Health A 2004; 67: 233-­49.
  100. Kodavanti UP, Schladweiler MC, Gilmour PS, Wallenborn JG, Mandavilli BS, Ledbetter AD et  al. The role of particulate matter-­associated zinc in cardiac injury in rats. Environ Health Perspect 2008; 116: 13­-20.
  101. Kuschner WG,  D’Alessandro  A, Wintermeyer SF, Wong H, Boushey HA, Blanc PD.   Pulmonary responses to purified zinc oxide fume. J Investig Med 1995; 43: 371­-8.
  102. Kuschner WG, D’Alessandro A, Wong H, Blanc PD. Early pulmonary cytokine responses to zinc oxide fume inhalation. Environ Res 1997; 75: 7­-11.
  103. Adamson IY,  Prieditis H, Hedgecock C,  Vincent R. Zinc is the toxic factor in the lung response to an atmospheric particulate sample. Toxicol Appl Pharmacol 2000; 166: 111­-9.
  104. Prieditis H, Adamson IY. Comparative pulmonary toxicity of various soluble metals found in urban particulate dusts. Exp Lung Res 2002; 28: 563-­76.
  105. Hope BK. A global biogeochemical budget for vanadium. Sci Total Environ 1994; 141: 1-­10.
  106. Poucheret P, Verma S, Grynpas MD, McNeill JH. Vanadium and diabetes. Mol Cell Biochem 1998; 188: 73-­80.
  107. Kucera J, Lener J, Mnukova J. Vanadium levels in urine and cystine levels in fingernails and hair of exposed and normal persons. Biol Trace Elem Res 1994; 43­45: 327-­34.
  108. Kiviluoto M, Pyy L, Pakarinen A. Serum and urinary vanadium of workers processing vanadium pentoxide. 1981a. Int Arch Occup Environ Health 1981; 48: 251­-6.
  109. Ghio AJ, Silbajoris R, Carson JL, Samet JM. Biologic effects of oil fly ash. Environ Health Perspect 2002; 110: 89-94.
  110. Sabbioni E, Pozzi G, Pintar A, Casella L, Garattini S. Cellular retention, cytotoxicity and morphological transformation by vanadium(IV) and vanadium(V) in BALB/3T3 cell lines. Carcinogenesis 1991; 12: 47-­52.
  111. Chen F, Demers LM, Vallyathan V, Ding M, Lu Y, Castranova V et al. Vanadate induction of NF­kappaB involves IkappaB kinase beta and SAPK/ERK kinase 1 in macrophages. J Biol Chem 1999; 274: 20307-­12.
  112. Huang C, Ding M, Li J, Leonard SS, Rojanasakul Y, Castranova V et al. Vanadium-­induced nuclear factor of activated T cells activation through hydrogen peroxide. J Biol Chem 2001; 276: 22397.
  113. Fickl H, Theron AJ, Grimmer H, Oommen J, Ramafi GJ, Steel HC et al. Vanadium promotes hydroxyl radical formation by activated human neutrophils. Free Radic Biol Med 2006; 40: 146­-55.
  114. Ivancsits S, Pilger A, Diem E, Schaffer A, Rudiger HW. Vanadate induces DNA strand breaks in cultured human fibroblasts at doses relevant to occupational exposure. Mutat Res 2002; 519: 25-­35.
  115. Assem FL, Levy LS. A Review of Current Toxicological Concerns on Vanadium Pentoxide and Other Vanadium Compounds: Gaps in Knowledge and Directions for Future Research. Journal of Toxicology and Environmental Health, Part B 2009; 12: 289-­306.
  116. EFSA (European Food Safety Authority). Opinion of the scientific panel on dietetic products, nutrition and allergies on a request form the commission related to the tolerable upper intake level of vanadium. 2004, rapport EFSA J.33.
  117. Aragon MA, Ayala ME, Fortoul TI, Bizarro P, Altamirano-­Lozano M. Vanadium induced ultrastructural changes and apoptosis in male germ cells. Reprod Toxicol 2005; 20: 127­-34.