2 Innledning

2.1 Kjemikalier og miljøgifter

Begrepet kjemikalier benyttes i hovedsak om fremstilte stoffer, men kan også være naturlig forekommende stoffer, eksempelvis metaller. Kjemikalier benyttes overalt i samfunnet og det er umulig å tenke seg en verden uten. Økt regulering og kontroll har bidratt til å redusere utslippene av mange skadelige kjemikalier i den vestlige verden. Produksjon og bruk av et stadig økende antall stoffer og stoffblandinger fører imidlertid til store utfordringer i forhold til et ønske om å beskytte mennesker og miljøet mot mulige skadevirkninger.

Miljøgifter er stoffer som utgjør en trussel mot human helse og/eller miljø. Som navnet tilsier er dette stoffer eller stoffgrupper som kan være skadelige selv ved lave konsentrasjoner. Egenskaper som vil bidra til om et kjemikalie regnes som en miljøgift er giftighet, hvor lett det brytes ned (persistens) og om det vil hopes opp (akkumuleres) i organismer. De fleste miljøgifter er giftige, tungt nedbrytbare og akkumuleres i organismer. Noen kjemikalier oppfyller ikke de to siste kriteriene, men har egenskaper som gjør at de likevel defineres som miljøgifter (boks 1). En siste forutsetning for at et stoff eller en stoffgruppe skal være en miljøgift er tilstedeværelsen av tilstrekkelige mengder i en sammenheng som gjør at mennesker eller organismer i naturen vil eksponeres for nivåer som kan gi skade.

De stoffene som myndighetene anser at utgjør størst risiko for miljøet blir oppført på en liste over prioriterte miljøgifter. Denne listen omfatter i dag 30 stoffer og stoffgrupper². Prioritetslisten er ikke en uttømmende liste over alle stoffer som anses som miljøgifter. For eksempel inkluderer den ikke miljøgifter i plantevernmidler, biocider og legemidler.

Ny kunnskap har de siste årene ført til at antallet stoffer som regnes som miljøgifter har økt. De siste tiårene har det vært en økende oppmerksomhet rundt stoffer som ikke er spesielt tungt nedbrytbare, men som er virksomme ved svært lave konsentrasjoner og påvirker viktige biologiske prosesser som hormonregulering, utvikling eller reproduksjon. Til tross for at de ikke er spesielt tungt nedbrytbare, regnes disse stoffene som miljøgifter fordi de kan ha skadevirkninger på helse og/eller miljø ved svært lave konsentrasjoner.

2.2 Generasjonsmålet

Generasjonsmålet innebærer at utslipp av stoffer som utgjør en alvorlig trussel mot helse og/eller miljø kontinuerlig skal reduseres i den hensikt å stanse utslippene innen 2020. På sikt er målet at konsentrasjonene av naturlig forekommende farlige stoffer i miljøet skal tilbake til bakgrunnsnivå og at konsentrasjonen av menneskeskapte stoffer skal være så nær null som mulig.

Generasjonsmålet er forankret i konvensjon om beskyttelse av det marine miljø i nordøst-Atlanteren (OSPAR-konvensjonen). Konvensjonen ble ferdigforhandlet i 1992 og er ratifisert av 15 land, deriblant Norge, i tillegg til EU-kommisjonen som representant for den Europeiske union3. Partene har forpliktet seg til å arbeide for å stanse utslippene av en rekke konkrete miljøgifter innen 2020, det vil si om lag én generasjon etter at konvensjonen ble undertegnet.

De langsiktige politiske målene i Norge samsvarer med generasjonsmålet og er forankret blant annet i stortingsmelding nr. 14 (2006-2007). I meldingen heter det at

«Utslipp og bruk av helse- og miljøskadelige stoffer skal ikke føre til helseskader, skader på økosystemer eller skader på naturens evne til produksjon og selvfornyelse. Konsentrasjonen av de farligste kjemikaliene i miljøet skal bringes ned mot bakgrunnsnivået for naturlig forekommende stoffer, og tilnærmet null for menneskeskapte forbindelser»¹.

Ved behandling av stortingsmeldingen slo Stortingets energi- og miljøkomité fast at kjemikaliepolitikken skal bygge på et føre var-prinsipp (boks 2.2).

2.3 Tilførsler, spredning og fordeling av miljøgifter

Mange menneskelige aktiviteter vil føre til utslipp av miljøgifter eller til at mennesker eksponeres for slike stoffer. Utfordringen ligger i å hindre eksponering for stoffer som kan gi skade på helse og/eller miljø. Dette er vanskelig nok for kjente stoffer, men særlig krevende for nye stoffer som vi ofte har mangelfull kunnskap om. Historisk har mer kunnskap ofte ført til at grensene for hvilke konsentrasjoner som regnes som skadelige for mennesker og/eller miljø er blitt satt lavere, enten fordi skadevirkninger opptrer ved lavere eksponering enn tidligere antatt eller ved at nye virkningsmekanismer oppdages.

Noen miljøgifter oppstår i Norge, blant annet som avfall i industrielle prosesser. Andre miljøgifter importeres til Norge som råstoff til industriprosesser eller i ulike produkter. Endelig transporteres miljøgifter til Norge med luft- og vannstrømmer, samt i noen spesielle tilfeller med organismer. De kjemiske egenskapene til ulike stoffer har mye å si for hvor langt de blir transportert og om de transporteres i gassform, knyttet til partikler eller er løst i vann. Kilder og tilførselsveier for miljøgifter til Norge er vist i tekstboks 2.3.

Arktis har vist seg å være endestasjon for langtransport av mange miljøgifter, og nordområdene brukes ofte som referanse når problemstillinger knyttet til spredning av miljøgifter skal beskrives. Det er imidlertid forhøyde konsentrasjoner av miljøgifter i alle norske økosystem, og til dels høyere nivåer på det norske fastlandet og i havområdene nær Norge enn i Arktis. Internasjonalt forbud mot enkelte stoffgrupper, som PCB, har etter noen tiår ført til en gradvis nedgang i konsentrasjonene i arktiske organismer, noe som viser at slike tiltak nytter.

Undersøkelser gjennom de siste 40 årene har blant annet vist at mange fjordområder i Norge er forurenset med miljøgifter. Dette gjelder særlig områder med høy befolkningstetthet eller ulike typer industri. Oslofjorden er eksempelvis forurenset med mange ulike stoffer, deriblant PAH, PCB, kvikksølv og bly, mens Sørfjorden er forurenset med bly, kadmium, kvikksølv og PAH². Det er også forhøyde nivåer av miljøgifter i mange økosystem på land og i ferskvann i Norge.

Tungt nedbrytbare organiske miljøgifter vil akkumuleres i næringskjeder (biomagnifiseres), noe som fører til høye konsentrasjoner av de aktuelle stoffene eller stoffgruppene i organismer på toppen av næringskjeden, for eksempel rovdyr, rovfugler og mennesker. Miljøgifter som er fettløselige lagres særlig i organismers fettvev. Stoffer som ikke er fettløselige vil lagres i annet vev, oftest stoffspesifikt. For eksempel vil kadmium i hovedsak lagres i nyrene og kan gi nyreskader. I pattedyr akkumuleres bly i skjelettet og i bløtvev. Det er imidlertid bare de fettløselige miljøgiftene som biomagnifiseres, hovedsakelig fordi opptaket av de toksiske metallene i fordøyelsessystemet er mindre effektivt enn for organiske miljøgifter (med unntak av den organiske formen av kvikksølv, metylkvikksølv).

I tillegg til at miljøgiftene kan akkumuleres i organismer kan de overføres fra generasjon til generasjon. Hos mennesker og andre pattedyr kan miljøgifter overføres fra mor til foster, eller til spedbarn via morsmelk. Hos eggleggende dyr som fugler, amfibier og krypdyr kan miljøgifter overføres fra mor til egget. Det er også studier som tyder på at noen miljøgiftsrelaterte skader kan overføres til senere generasjoner ved at arvematerialet i kjønnscellene endres.

2.4 Eksponering for miljøgifter

De fleste miljøgifter er skadelige både for human helse og miljøet. Forskjellige miljøgifter vil fordeles ulikt i miljøet og kan ha ulike opptaksveier og virkninger for ulike organismer.

For landlevende dyr og fugler vil miljøgiftseksponering i hovedsak knytte seg til drikkevann og føde. Ville dyr og fugler har generelt et svært snevert fødevalg. For eksempel spiser sjøfugl som skarv og lunde nesten utelukkende fisk, mens isbjørn har noen få selarter som hovedføde. Slike arter vil derfor raskt akkumulere høye konsentrasjoner av miljøgifter hvis disse er til stede i fødeorganismene. Jordlevende arter vil bli eksponert direkte for miljøgifter i jord og porevann i tillegg til via føden, noe som kan føre til opptak av miljøgifter over kroppsoverflaten. Vannlevende organismer vil eksponeres kontinuerlig hvis det aktuelle stoffet er til stede siden de er avhengige av vannet for både ioneregulering og respirasjon. I tillegg vil vannlevende organismer eksponeres gjennom inntak av føde. Organismer som lever i sediment vil eksponeres via porevann, det de spiser og i noen tilfeller direkte fra sedimentet. Planter vil eksponeres via jord, vann og luft.

De viktigste eksponeringsveiene for mennesker er via luft, over hud og gjennom inntak av drikkevann og mat (figur 2.1). Spedbarn vil eksponeres via morsmelk og foster via navlestreng og morkake. Miljøgifter i inneluft er foreløpig lite undersøkt, men nyere studier tyder på at dette kan være en viktig eksponeringsvei for en rekke stoffer. For arbeidsmiljøet vil opptak via luft og over hud være de viktigste eksponeringsveiene.

2.5 Skadevirkninger av miljøgifter

Eksponering for miljøgifter kan gi helseskader på mennesker og/eller miljøskader. Eksponering for tilstrekkelig høye konsentrasjoner av miljøgifter kan gi akutte og relativt lett påviselige skader. Skader som forårsakes av eksponering for lave nivåer av kjemikalier over lang tid er langt vanskeligere å påvise enn akutte skader.

Normalt vil ikke skadevirkninger opptre i alle organer og vev, men lokaliseres til såkalte målorganer. Konsentrasjonen av stoffet i målorganet vil være avhengig av faktorer som stoffets kjemiske egenskaper, grad og art av eksponering i tillegg til opptak, fordeling, omsetning i og utskillelse fra kroppen. Eventuelle skadevirkninger vil blant annet avhenge av hvilke konsentrasjoner mennesker eller organismer i miljøet eksponeres for. Det er imidlertid vanskelig å sette en sikker nedre grense for hvilken konsentrasjon av et gitt stoff som kan føre til skadevirkninger.

Eksponering for en miljøgift vil kunne påvirke flere biokjemiske og fysiologiske prosesser i en organisme, men det er noen typer virkninger som har vært mer undersøkt enn andre. I human toksikologi har det vært et spesielt fokus på mekanismer som kan lede til kreft. Det er imidlertid et omfattende materiale som beskriver skadevirkninger av miljøgifter på reproduksjon, nervesystemet, nyrer, lever, immunsystemet, hormonregulering, hjerte/kar, øyet, mage/tarmsystemet og hud. I de siste par tiårene har det vært mye oppmerksomhet rundt hvordan eksponering for noen miljøgifter som bly og PCB kan påvirke den mentale utviklingen hos barn.

Både for mennesker og andre organismer vil eventuelle skadevirkninger av miljøgiftseksponering påvirkes av om det er andre belastninger (stressfaktorer) tilstede og faktorer som arv og fødetilgang. Eksponering for ulike stressfaktorer sammen med miljøgifter kan være en årsak til at skadevirkninger i naturen kan forekomme ved lavere konsentrasjoner enn i laboratorieforsøk. Slike stressfaktorer kan være svekket helsetilstand, for eksempel ved sykdom eller infeksjon med parasitter, radioaktiv stråling, endringer i næringskjeden eller temperaturendringer.

Det kan være store forskjeller når det gjelder konsentrasjoner av miljøgifter som finnes i ulike arter og til og med mellom individer av samme art i et begrenset geografisk område. Slike forskjeller kan i noen grad forklares ved ulikt fødevalg, ulik alder, kjønn eller reproduksjonsbiologi. Grunnleggende biologisk og økologisk basiskunnskap er derfor avgjørende for å kunne forstå mulige skadevirkninger av miljøgiftseksponering.

Selv med dagens kunnskap om miljøgifter er det vanskelig å få en god forståelse av hvor giftig et stoff eller en stoffgruppe er og hvorfor. Derfor gjennomføres fremdeles vitenskapelige studier av hvordan for eksempel PCB påvirker human helse, selv om dette er en stoffgruppe det har vært forsket på i over 50 år. Eventuelle skadevirkninger av et stoff blir som oftest fastslått ved laboratorietester med forsøksdyr. Vanligvis benyttes mus eller rotte i humantoksikologi og alger, krepsdyr og fisk i økotoksikologi. Siden det er vanskelig å overføre resultatene fra slike tester til eventuelle skadevirkninger på mennesker eller andre organismer må det også benyttes kunnskap om virkningsmekanismer i vurdering av om et stoff er en miljøgift eller ikke.

I både human toksikologi og økotoksikologi er de fleste studier gjennomført med enkeltstoffer eller blandinger av to eller tre stoffer. I virkeligheten vil både mennesker og miljø eksponeres for mange ulike stoffer samtidig. Det er ikke i dag tilstrekkelige kunnskaper til at vi kan vurdere hvilke effekter dette eventuelt kan ha på mennesket og/eller miljøet.

2.6 Miljøgifter i norske økosystem

Miljøgifter i norske økosystem stammer fra nasjonale kilder, import og langtransport. Det er mer kunnskap om nivåer av miljøgifter i økosystemene enn om skadevirkninger som følge av eksponeringen. En vurdering av miljøgiftsbelastningen i norske økosystem vil derfor i hovedsak basere seg på nivåer.

Det foreligger ingen oppdatert vurdering av miljøgiftskaderisiko for norsk fauna. I 1999 utga Direktoratet for naturforvaltning den eneste samlerapporten om miljøgiftsnivåer i norsk fauna. Der ble det vist at miljøgiftskonsentrasjonene i stikkprøver av enkelte topp-predatorer, spesielt rovfugl og enkelte sjøpattedyr, tangerer og overskrider forventede effektgrenser for immunforsvar, nervesystem og reproduksjon. Dette gjaldt spesielt PCB og DDT, men trendene for begge er nedadgående og det er derfor behov for oppdaterte risikovurderinger. I Sverige har nylig også den perfluorerte miljøgiften PFOS blitt vurdert å gi uakseptabel risiko for forgiftning gjennom næringskjeden på fiskespisende dyr og fugl, og nivåene er sammenliknbare med nivåer funnet i Norge. Få andre miljøgifter er satt i direkte sammenheng med skader øverst i næringskjeden i Norge. Det er imidlertid stor usikkerhet om effekter av hormonforstyrrende miljøgifter, og om eventuelle blandingseffekter når flere miljøgifter forekommer sammen i nivåer under faregrensen for hvert enkelt stoff. Nær punktkilder vil det være økt skaderisiko, og i norske kystområder hvor det er innført kostholdsrestriksjoner for mennesker vil også bunnfauna samt fiskespisende dyr og fugl bli utsatt for nivåer som i liten grad er vurdert nærmere i forhold til effektgrenser.

Aktuelle kilder til miljøgifter i land-økosystem i Norge er mobilisering av metaller i forbindelse med tidligere gruveaktivitet, industri, lokale og langtransporterte atmosfæriske tilførsler, militær aktivitet, avfallsdeponier, import og bruk av faste bearbeidede produkter og kjemiske produkter samt direkte tilførsler, for eksempel av plantevernmidler. Det er naturlig forhøyde nivåer av enkelte metaller som kadmium i noen områder, noe som medfører forhøyde nivåer i for eksempel vier og ryper⁹. Det er nylig utført en begrenset kartlegging av nivåer av organiske miljøgifter som klorerte parafiner, bromerte flammehemmere og perfluorerte stoffer i landlevende pattedyr i Norge. Det var målbare nivåer av perfluorerte miljøgifter i alle arter og individer. Det var spesielt høye konsentrasjoner av de ulike stoffene i rødrev og i noen grad gaupe fra Finnmark¹⁰.

I ferskvann kan lokale utslipp føre til høye konsentrasjoner, noe som kan føre til store økologiske konsekvenser i et begrenset område. Det er forhøyde nivåer av kvikksølv i ferskvannsfisk over store deler av Sør-Norge, i hovedsak knyttet til atmosfærisk langtransport. Tidligere gruvedrift medfører lokale tilførsler til en del vassdrag, noe som fører til redusert biologisk mangfold og i noen tilfeller fiskedød. Enkelte innsjøer i Norge har høye nivåer av miljøgifter på grunn av tidligere utslipp, eksempelvis bromerte flammehemmere i Mjøsa. Kommunale avløpsrenseanlegg og industrivirksomheter kan i innlandskommuner ha påslipp til lokale elver. Bruk av plantevernmidler gir i noen tilfeller tilførsler til vassdrag som kan medføre skadevirkninger.

Det finnes flere fjorder og kystområder i Norge med tildels høye nivåer av enkelte miljøgifter, både i sediment og organismer. Dette inkluderer også arter som brukes som mat for mennesker. Disse områdene er gjerne industrifjorder eller kystområder nær byer og havner. Marine sediment vil i mange tilfeller være en «endestasjon» for tungt nedbrytbare miljøgifter som har blitt tilført til andre økosystem, som land eller ferskvann. Fisk i dype fjorder synes å akkumulere høyere konsentrasjoner av miljøgifter enn beslektede arter på grunt vann, men det er ikke klart om det er levealder, fødevalg eller tilførsler som er årsaken til dette fenomenet.

Nær skipsverft og marinaer kan det være til dels høye nivåer av bunnstoffrester i sedimentene. De fleste typer bunnstoff inneholder biocider som skal hindre organismer å feste seg. Mens den forrige generasjonen av biocider som inneholdt tinnorganiske forbindelser hadde dramatiske skadevirkninger på marine organismer, særlig snegl, synes det som om det er mindre omfattende skadevirkninger av nye kobberbaserte bunnstoff. Videre vil det være tilførsler av miljøgifter til marint miljø knyttet til akvakultur og avrenning fra landbruksområder og utslipp fra kommunale avløpsrenseanlegg.

Endelig er petroleumsvirksomheten en kilde til kvantitativt store utslipp til marint miljø. Det er fremdeles usikkerhet rundt miljøkonsekvensene av utslipp fra petroleumsvirksomheten, men det er dokumentert skadevirkninger på fisk i områder med høy olje- eller gassproduksjon¹¹.

Det er antatt at det meste av miljøgiftene som finnes i norsk Arktis er langtransportert. Det er imidlertid også lokale tilførsler i noen områder nær norske og russiske tettsteder. Miljøgifter i arktisk fauna blitt kartlagt de siste par tiårene og fokus har vært på noen få arter, særlig isbjørn, polarmåke og polarrev. Nivåer av miljøgifter i disse artene er høyere enn det som vil gi skadevirkninger på andre arter. Det er vist en sammenheng mellom miljøgiftkonsentrasjoner i vev og redusert immunforsvar hos isbjørn og skadevirkninger på helse, adferd og overlevelse hos måker^{13, 14} Internasjonale restriksjoner har ført til nedgang for noen stoffer, slik som PCB. I forhold til atmosfærisk transport av miljøgifter går transport via havstrømmer langsomt. Effekten av eventuelle nye reguleringer av stoffene kan derfor ta tid hvis det skulle oppdages skadevirkninger i arktisk miljø for et stoff som i betydelig grad transporteres med havstrømmer¹⁵.

2.7 Miljøgifter i mennesker

Mennesker eksponeres for miljøgifter i hovedsak gjennom mage-tarm og lunger, men det er også andre opptaksveier. Fostre kan eksponeres for miljøgifter via navlestrengen og spedbarn fra morsmelk.

Miljøgiftseksponering kan føre til økt hyppighet av sykdommer som normalt forekommer i befolkningen eller helseskader som vanligvis ikke forekommer. Det er vanskelig å avdekke årsakssammenhenger mellom eksponering for en miljøgift og en eventuell helseskadelig virkning i befolkningen, spesielt dersom virkningen av en miljøgift er en økning i forekomst av en ellers vanlig sykdom. En vurdering av miljøgiftsbelastningen for mennesker blir, i likhet med for miljøet, ofte en vurdering av nivåer fremfor direkte skadevirkninger. Det er lave deteksjonsgrenser for mange kjemiske analyser og miljøgifter kan i mange tilfeller finnes i konsentrasjoner som ikke er kjent å gi skadevirkninger.

Den norske befolkningen utsettes sjelden for høye nivåer av miljøgifter. Det dreier seg i det vesentlige om langvarig eksponering for lave konsentrasjoner. Det vil derfor som oftest ta lang tid før eventuelle skadevirkninger på helse utvikler seg og det vil være vanskelig å koble eventuelle symptomer til miljøgiftseksponering. Nivåer av hver enkelt miljøgift som er målt i blod, plasma eller urin hos den norske befolkningen er sjelden så høye at de kan tenkes å føre til akutt forgiftning.

I en studie fra 2006 ble det målt konsentrasjoner av miljøgifter i blodprøver fra kvinner i nordnorske og nordlige russiske områder. Undersøkelsen ga et godt bilde av eksponering både for bybefolkning i Bodø og folkegrupper som bor svært avsides i Nord-Russland. Resultatene viste at eksponering for nye miljøgifter, som perfluorerte forbindelser og bromerte flammehemmere, ikke er så direkte knyttet til næringsinntak som klassiske miljøgifter, deriblant PCB, DDT og kvikksølv. PFOS i blod ble funnet i relativt høye konsentrasjoner sammenlignet med andre typer miljøgifter. Resultatene tydet på at eksponering for PFOS kan skje blant annet ved inntak av fisk og eksponering fra produkter i dagliglivet. For de bromerte forbindelsene tydet resultatene på at produkter i dagliglivet bidro mest til eksponeringen¹⁶. I en oppfølgingsstudie året etter ble det målt konsentrasjoner av bromerte difenyletere (PBDE) i blodet til gravide kvinner i Bodø. Resultatene tydet på at deltakerne i studien var kontinuerlig eksponert og at stoffene tas opp i kroppen¹⁷. I en ny amerikansk undersøkelse er det vist at eksponering for PBDEer kan gi nedsatt fruktbarhet¹⁸. Som for arktisk fauna er det en nedgang for noen miljøgifter, som for eksempelvis PCB, i brystmelk fra norske kvinner. For PCB tok det to-tre tiår fra internasjonalt totalforbud til nivåene i brystmelk begynte å synke.

Nye studier av grupper av barn som følges opp over flere år har vist negative skadevirkninger på hjerneutvikling og økt risiko for hjerte- og karsykdommer, diabetes og kreft ved miljøgiftseksponering på fosterstadiet eller i ung alder¹⁹. I mus har man sett at hvis fosteret eksponeres for miljøgifter under den perioden nervesystemet er i mest aktiv utvikling vil det kunne ha alvorlige konsekvenser også i voksen alder²⁰. Svangerskapsperioden og de første årene etter fødselen regnes som spesielt kritiske for miljøgiftseksponering, da ufødte og nyfødte barn er særlig sensitive for eksponering for miljøgifter²¹. For noen stoffer gjelder dette spesielt den første tredjedel av svangerskapet når mange organer blir dannet og utviklet. For andre miljøgifter er det større risiko for skadevirkninger ved eksponering senere i fosterutviklingen, for eksempel når det gjelder utvikling av nervesystemet. Morkakebarrieren mellom mor og foster gir liten beskyttelse mot fettløselige miljøgifter. De fleste metaller, blant annet bly, arsen og kadmium, vil i noen grad også kunne krysse barrieren mellom mor og foster²².

Nye studier indikerer at eksponering for PFOS og PFOA kan bidra til lav fødselsvekt. I en fersk studie er det påvist en mulig sammenheng mellom kvinners eksponering for PCB og overlevelsesevnen til spermier hos deres sønner. I en dansk/finsk studie ble det påvist en mulig sammenheng mellom forsinket utvikling av testiklene til guttebarn og eksponering for PBDE i brystmelk. Det var geografiske forskjeller som ikke kunne forklares ut fra eksponeringsnivåene. Dette tyder på at andre miljø- eller livsstilsfaktorer kan spille inn når det gjelder skadevirkninger av miljøgiftseksponering²³.

Mattilsynet, Folkehelseinstituttet og Vitenskapskomiteen for mattrygghet vurderer sammen med internasjonale samarbeidspartnere med jevne mellomrom helserisiko fra miljøgifter, basert på stikkprøver av miljøgifter i mennesker samt sjømat og andre matvarer. For metaller er det konkludert med at en mindre gruppe av befolkningen kan få i seg mengder av kadmium og kvikksølv over anbefalt nivå, og bemerket at enkelte matvarer med blyforurensning fortsatt finnes for salg. Blant de organiske miljøgiftene står PCB og dioksiner i en særstilling med generelt betenkelige nivåer i miljøet. Konsentrasjonene i en del fete matvarer og da spesielt sjømat overskrider anbefalte grenser. Store deler av befolkningen i Norge og Europa har lenge ligget over anbefalt totalinntak. Spesielt er det påpekt at konsentrasjonene av PCB og dioksiner i morsmelk og blod hos kvinner i Norden og Norge er så vidt høye at det ikke synes å foreligge noen sikkerhetsmargin i forhold til effektnivåer. En svensk risikovurdering for PFOS konkluderte nylig med at stoffets konsentrasjoner i miljøet utgjør en uakseptabel risiko for skadelige effekter på blant annet reproduksjon hos den generelle befolkningen. Få av disse helsevurderingene har inkludert den kombinerte effekten av flere miljøgifter, eller den kombinerte belastningen av miljøgifter fra både mat og andre kilder som arbeidsmiljø og inneluft.

Eksponering for kjemikalier forekommer i mange sektorer i arbeidslivet. Blant stoffene og stoffblandingene som er relevante i forhold til arbeidsmiljøeksponering finner vi også miljøgifter. Eksponeringen som finner sted i arbeidsmiljøet vil normalt være høyere enn for befolkningen generelt. Til tross for store utslippsreduksjoner for mange miljøgifter de siste årene finnes det fortsatt scenarioer som kan medføre mulig yrkesmessig eksponering med risiko for helseskader. Dette kan skyldes at den aktuelle miljøgiften ikke lar seg fase ut, eller sekundæreksponering hvor stoffene fremkommer som forurensning eller etter utilsiktet frigjøring ved en bestemt arbeidsprosess³⁰.

2.8 Forskning og overvåking

I løpet av de siste tiårene har det vært flere nasjonale forskningsprogrammer rettet mot nivåer og mulige skadevirkninger av miljøgifter. Statlig program for miljøovervåking ble etablert i 1980. Klima- og forurensningsdirektoratet har det nasjonale ansvaret for overvåkingsprogrammet, som kartlegger status og utvikling for forurensningstilstanden i luft, ferskvann, landmiljø, kyst og havområder. Programmet dekker områder fra Skagerrak i sør til Svalbard i nord. Overvåking av miljøtilstanden har nå pågått så lenge at man i det minste for noen miljøgifter kan vurdere tidstrender både i miljøet og hos mennesker. Det er også en egen aktivitet for å kartlegge nivåer av nye miljøgifter i Norge.

Norge deltar i overvåkingsprogrammer som er tilknyttet internasjonale konvensjoner og avtaler. Forpliktende internasjonal overvåking er integrert med den nasjonale overvåkingen. For miljø er det viktigste programmet knyttet til oppfølging av OSPAR-konvensjonen. Arctic Monitoring and Assessement Programme (AMAP) har koordinert og samlet inn data fra undersøkelser av miljøgiftnivåer i hav, luft, flora, fauna og mennesker siden 1993. Norske miljøer har videre vært involvert i EU-prosjekter som har bidratt til kunnskap om forhold i Norge. En rekke vitenskapelige studier har vært knyttet opp mot de ulike overvåkingsprogrammene.

Det finnes få studier som viser hvordan eksponering for miljøgifter kan påvirke folkehelse. I Norge er det gjennomført enkelte undersøkelser for å fremskaffe kunnskap om eksponeringsveier for ulike miljøgifter og skadevirkninger av eksponering i befolkningen. Et eksempel er den norske mor-barn undersøkelsen, som startet opp i 1999 og er planlagt å omfatte over 100 000 graviditeter. Hensikten med undersøkelsen er blant annet å finne årsakene til utvikling av ulike sykdommer. Mor, far og barn bidrar med biologisk materiale, som blod, urinprøver og morsmelk. En del av prøvematerialet er satt av til forskning på miljøgifter og sammenheng mellom eksponering i svangerskapsperioden og de første årene etter fødselen og utvikling av ulike sykdommer senere i livet. Prosjektet skal gå over lang tid og de fleste resultatene kan ikke ventes før om flere år. Den nordnorske mor-barn kohort omfatter omkring 600 mødre og barn og ble etablert samtidig.

Den såkalte «fisk og vilt undersøkelsen» ble startet i 2003 og omfatter 27 kommuner fordelt over hele landet. Hensikten med prosjektet er å fremskaffe kunnskap om eventuelle koblinger mellom kosthold og innhold av miljøgifter i blod, morsmelk og urin. Miljøgifter som omfattes av undersøkelsen er blant annet PCB, dioksiner, perfluorerte forbindelser, bromerte flammehemmere og metaller som kvikksølv, bly og kadmium. Det pågår også forskning som tar sikte på å undersøke betydningen av eksponering for miljøgifter via inneluft og støv. Nasjonalt institutt for ernærings- og sjømatforskning (NIFES) overvåker innholdet av miljøgifter og andre fremmedstoffer i fisk og annen sjømat på oppdrag fra Mattilsynet. Siden 1994 har NIFES hvert år gjort stikkprøvebaserte målinger av innholdet av miljøgifter i fisk og annen sjømat innsamlet i norske kystfarvann og i Atlanterhavet, Norskehavet og Nordsjøen. NIFES gjør også en mer omfattende kartlegging av miljøgifter i de kommersielt viktigste fiskeartene i Norge. Resultatene publiseres i databasen Sjømatdata.

Referanser kapittel 2

1. Stortingsmelding nr. 14, 2006-2007. Sammen for et giftfritt miljø – forutsetninger for en tryggere fremtid. Miljøverndepartementet 15. desember 2006.

2. Miljøstatus i Norge. Prioritetslisten. Nettside: http://www.miljostatus.no/Tema/Kjemikalier/Kjemikalielister/Prioritetslisten/

3. OSPAR-konvensjonen. Nettside: www.ospar.org

4. United Nations Conference on Environment and Development (UNCED), 1992. The Rio Declaration on Environment and Development. Rio de Janeiro, 3. til 14. Juni 1992.

5. UNESCO, 2005. The Precautionary Principle. World Commission on the Ethics of Scientific Knowledge and Technology (COMEST). Paris: United Nations Educational, Scientific and Cultural Organization.

6. Nordby, T. og Bakken, E., 2009. Det EØS-rettslige handlingsrommet for nasjonal regulering av miljøgifter. Rapport utført av Arntzen de Besche Advokatfirma AS for Miljøgiftsutvalget.

7. Klima- og forurensningsdirektoratet, 2010. Prioriterte miljøgifter. Status i 2007 og utslippsprognoser. KLIF rapport nr. TA-2571/2010.

8. Bergsdal, H., 2009. Dynamic modeling and analysis of stocks and flows in building systems. PhD. Norges tekniske og naturvitenskaplige universitet: 2009:257. ISBN 978-82-471-1929-7.

9. Pedersen, H.C. og Hylland, K., 2007. Metallothionein levels in willow ptarmigan (Lagopus lagopus) populations with different natural loads of cadmium. European Journal Of Wildlife Research, 53: 142-152.

10. Polder, A. et al., 2009. Screening of halogenated organic compounds (HOCs) in wild living terrestrial mammals in Svalbard, Norway and Northern Sweden. Rapport utført av Norges veterinærhøyskole, Veterinærinstituttet, Norsk Polarinstitutt, Høyskolen i Hedmark og Universitetet i Tromsø for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2572/2009.

11. Hylland, K. et al., 2006. May persistent organic pollutants affect fish populations in the North Sea? J. Toxicol. Environ. Health. Part A, 69:125-138.

12. Van de Vijver, K. et al., 2004. Baseline study of perfluorochemicals in harbour porpoises (Phocoena phocoena) from Northern Europe. Marine Pollution Bulletin 48: 986–1008.

13. Bernhoft, A. et al., 2006. Possible immunotoxic effects of organocholines in polar bears (Ursus Martimus) at Svalbard. Journal of Toxicology and Environmental Health, Part A 59: 561–574.

14. Knudsen, L. et al., 2007. Halogenated organic contaminants and mercury in dead and dying seabirds on Bjørnøya (Svalbard). Rapport utført av Norsk Polarinstitutt, Norges veterinærhøyskole, Veterinærinstituttet, Norsk Institutt for Luftforskning og Universitetet i Tromsø for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2222/2007.

15. Arctic Monitoring and Assessment Programme, 2009. AMAP Assessment 2009: Arctic Pollution. Oslo, Norge.

16. Odland, J. Ø. et al., 2006. Kartlegging av «nye» miljøgifter i humane blodprøver fra Nord-Norge, Nord-Vest Russland og Sibir. Rapport utført av Universitetet i Tromsø og Norsk institutt for luftforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2184/2006.

17. Odland, J. Ø. og Sandanger, T., 2007. Bromerte flammehemmere i blod fra gravide kvinner i Bodø. Rapport utført av Universitetet i Tromsø og Norsk institutt for luftforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT nr. rapport TA-2303/2007.

18. Harley, K. et al., 2010. PBDE Concentrations in Women's Serum and Fecundity. Environmental Health Perspectives, januar 2010. Center for Children’s Environmental Health Research.

19. Arctic Monitoring and Assessment Programme, 2009. AMAP Assessment 2009: Human Health in the Arctic. Oslo, Norge.

20. Eriksson, P. et al., 2002. A Brominated Flame Retardant, 2,2`,4,4`,5-Pentabromodiphenyl Ether: Uptake, Retention, and Induction of Neurobehavioral Alterations in Mice during a Critical Phase of Neonatal Brain Development. Toxicol. Sci. 67: 98-103.

21. Needham, Larry L. et al., 2005. Exposure Assessment in the National Children’s Study: Introduction. Environ Health Perspect 113: 1076–1082.

22. Rudge, Cibele V. et al. 2009. The placenta as a barrier for toxic and essential elements in paired maternal and cord blood samples of South African delivering women. Journal of Environmental Monitoring 11: 1322–1330.

23. Main, K. et al., 2007. Flame Retardants in Placenta and Breast Milk and Cryptorchidism in Newborn Boys. Environ Health Perspect 115:1519–1526 (2007).

24. Soto, A. et al., 1994. The pesticides endosulfan, toxaphene, and dieldrin have estrogenic effects on human estrogen-sensitive cells. Environ Health Perspect 102: 380-383.

25. DeRosa, C. et al., 1998. Environmental exposures that affect the endocrine system: public health implications. J Toxicol Environ Health B Crt Rev 1: 3-26.

26. Grandjean, P. et al., 2001. Neurobehavioral deficits associated with PCB in 7-year old children prenatally exposed to seafood neurotoxicants. Neurotoxicol Teratol 23: 305-317.

27. Stewart, P. et al., 2003. Cognitive development in preschool children prenatally exposed to PCBs and MeHg. Neurotoxicol Teratol 25: 11-22.

28. Payne, J. et al., 2001. Mixtures of four organochlorines enhance human breast cancer cell proliferation. Environ Health Perspect 109: 391-397.

29. Hass, U. et al., 2007. Combined Exposure to Anti-Androgens Exacerbates Disruption of Sexual Differentiation in the Rat. Environ Health Perspect 115: 122–128.

30. Johnsen, H. et al., 2010. Miljøgifter og nanomaterialer i arbeidsmiljøet. Rapport utført av Statens arbeidsmiljøinstitutt for Miljøgiftsutvalget. Mars 2010.