möjligt skulle också göras en översiktlig skattning av risken för mag- och tarmsjukdom utifrån de parametrar som kan spegla mikrobiologisk risk.

Transkript

1

2 Innehåll Bakgrund... 3 Syfte... 4 Metoder... 5 Förekomst av enskilda brunnar i olika områden och antal användare... 5 Skattning av föroreningshalter i enskilda brunnar och antal exponerade... 6 Skattning av vattenkonsumtion... 6 Dos-respons-samband... 6 Resultat: Beräknade halter av respektive föroreningar, doser samt sjuklighet... 8 Diskussion och bedömning Referenser

3 Bakgrund Större delen av befolkningen får sitt kranvatten från allmänna vattenverk. Hälften av vattnet kommer från ytvatten och hälften från grundvatten (Socialstyrelsen 2001). Cirka 1,2 miljoner permanentboende och lika många fritidsboende har dock enskild vattentäkt och det finns cirka enskilda brunnar för permanentboende och lika många för fritidsboende. Cirka 15 % av Sveriges vuxna befolkning får sitt kranvatten från egen brunn (Socialstyrelsen 2001). Drygt hälften av dessa tar vatten från borrad brunn och resten från grävd brunn. Förutom möjlig smittspridning via vatten är miljöföroreningar av betydelse för hälsorisker genom intag av dricksvatten. Riskerna är särskilt stora vid enskild vattenförsörjning eftersom vattnet inte regelmässigt kontrolleras och kvalitetsbrister mer sällan åtgärdas på ett adekvat sätt. Föroreningar som granskats och diskuterats under senare år i Sverige är fr.a. Arsenik (As), Uran (U), Radon (Rn) och Mangan (Mn). Översikter har publicerats och exponering och risker med nämnda ämnen diskuterats (Falk 2004, Svensson 2005, Socialstyrelsen 2006a,b, Ljung 2007a,b, Ek 2008, Socialstyrelsen 2007). Nya uppgifter om dos-effektsamband för blyintag hos barn talar för att även bly (Pb) är av intresse (Lanphear 2005, EFSA 2011, NTP 2012). När det gäller stråldoser vid intag av dricksvatten bidrar, förutom uran och radon, även radium (Ek 2008). Miljöhälsorapporten 2009 (Socialstyrelsen 2009) har behandlat hälsorisker av fluorid, nitrat och nitrit, arsenik, mangan, uran och radon i dricksvatten. Det har dock skett framför allt genom att beräkna hur många personer som beräknas ha dricksvatten med halter över vissa riktvärden. Miljöhälsorapporten 2005 (Socialstyrelsen 2005) behandlade barns exponering för miljöfaktorer, bl. a dricksvatten. Riskvärderingar har gjorts av myndigheter fr.a. genom att kartlägga områden med höga halter av föroreningar samt genom att ta föreslå gränsvärden/riktvärden. Ett försök till uppskattning av exponering på nationell nivå har nyligen gjorts vid SGU, se nedan under Metoder. Ett försök till samlad beräkning av hälsorisk nationellt har tidigare gjorts för radon, men inte för övriga nämnda föroreningar. Socialstyrelsen har önskat en bedömning av eventuella hälsorisker vid konsumtion av dricksvatten från enskilda vattentäkter och uppdragit åt Arbets- och miljömedicin i Göteborg att göra en sådan bedömning. Uppdraget innebar att utifrån dosresponssamband uppskatta hälsoriskerna avseende arsenik, uran, radon, mangan och om möjligt även fluorid samt nitrat och nitrit i dricksvatten från enskilda brunnar. Om 3

4 möjligt skulle också göras en översiktlig skattning av risken för mag- och tarmsjukdom utifrån de parametrar som kan spegla mikrobiologisk risk. Syfte Att uppskatta hälsoriskerna avseende As, U, Rn och Mn och om möjligt även F, NO 3 - NO 2 och mikrobiologiska parametrar i dricksvatten utifrån befintliga data hos olika myndigheter och institutioner, nyligen framtagna exponeringsberäkningar från SGU samt publicerade dos-respons-samband. 4

5 Metoder För en hälsoriskbedömning avseende nämnda miljöföroreningar i dricksvatten behövs: 1) Uppgift om befolkningens fördelning på dricksvattentäkter (geografiskt och typ av täkt) 2) Skattning av föroreningshalter i representativa dricksvattentäkter 3) Skattningar av dricksvattenkonsumtion 4) Dos-respons-samband Förekomst av enskilda brunnar i olika områden och antal användare En beräkning av antal permanentboende som använder egen brunn för vattenförsörjning gjordes 2007 vid SGU (Maxe 2007). Man utgick då från miljöhälsoenkäterna 1999 (vuxna) och 2003 (barn) och beräknade att antalet var personer från hushåll. Antalet barnhushåll med egen brunn har skattats till och antalet barn (<18 år) till cirka (Maxe 2007). Man redovisade också en beräkning som gjorts av SCB utgående från fastighetstaxeringen Den beräkningen angav att permanentboende inte hade kommunalt vatten (Maxe 2007). Miljöhälsoenkäten 2007, vilken redovisas i Miljöhälsorapport 2009, innehåller betydligt fler enkätsvar och har använts för en uppdaterad beräkning. Enligt denna använde år 2007 cirka egen brunn, varav personer (permanentboende) i berggrund ( borrad ) och i jordlager ( grävd ), därutöver fick ca personer vatten från vattenförening etc. Ungefär lika många fritidsboende har uppskattas använda dricksvatten från egen vattentäkt (Socialstyrelsen 2009). Osäkerheten i skattningen av antal personer med enskild brunn av de som besvarat miljöhälsoenkäten 2007 är liten (<0.5 %). Skattningen av antal exponerade barn bygger på miljöhälsoenkäterna 1999 och 2003 (Maxe 2007) och är mera osäker. I de geografiska bearbetningar som redovisas i rapporten har knappt enkätsvar med uppgift om vattenförsörjning från grävd eller borrad brunn från de tre miljöhälsoenkäterna 1999, 2003 och 2007 använts. 5

6 Skattning av föroreningshalter i enskilda brunnar och antal exponerade En datakälla för föroreningshalter i enskilda brunnar är SGUs brunnsvattenkemidatabas ( Kemiarkivet ), som innehåller analysdata från olika karteringar och annan provtagning till år Därutöver finns ett stort antal vattenanalyser från ett tillsynsprojekt (Socialstyrelsen 2007). Antalet personer som exponeras för halter av As, U, Mn, Rn, fluorider och nitrat har beräknats i ett internt FoU projekt vid SGU (Maxe 2008). Beräkningarna grundas på alla kemiska analyser som finns tillgängliga vid SGU. Interpolerade kartor har tagits fram för dessa ämnen, uppdelat på grävda och borrade brunnar. Efter klassindelning har frekvensen av föroreningshalter och antal brunnar över gränsvärden och riktvärden beräknats för varje kartklass. Den geografiska fördelningen av personer som i Miljöhälsoenkät 2007, 2003 och 1999 angett att deras kranvatten kommer från en grävd eller borrad brunn har använts (se ovan) och andelen och antalet personer i varje län med föroreningshalt inom olika intervall har beräknats. Hänsyn har tagits till att miljöhälsoenkäterna inte omfattade alla åldrar. En kort sammanfattning av de resultat som tagits fram i början av 2009 finns i Miljöhälsorapporten (Socialstyrelsen 2009). Ytterligare analysresultat, framtagna senare, har nu använts. Osäkerheten i skattning av föroreningshalter är naturligtvis störst för de ämnen där antalet analyser är begränsat. Vidare är det ett problem att en stor del av analyserna är gamla. Det innebär att tidstrender eller utveckling av analysmetoder kan ha ändrat bilden. I denna rapport behandlas dock i huvudsak ämnen med naturligt ursprung förändringarna är då inte lika stora. Ett undantag utgörs av nitrat, där förändringar inom jordbruksnäringen spelar roll. Osäkerheten i skattningarna inom vissa haltintervall kommenteras åter i Resultatavsnittet under respektive ämne. Skattning av vattenkonsumtion Enligt miljöhälsoenkäten 2007 är hos vuxna den genomsnittliga konsumtionen av kranvatten som det är eller för saft, kaffe, te cirka 1.4 L/dag (data från NMHE 2007). Konsumtionen tycks vara densamma oavsett om man har kommunalt vatten eller vatten från egen brunn (Maxe 2007). Det finns givetvis en spridning mellan individer. Dos-respons-samband 6

7 De dos-responsdata som använts anges under respektive miljöförorening i Resultatavsnittet. 7

8 Resultat: Beräknade halter av respektive föroreningar, doser, dos-responssamband samt sjuklighet Arsenik (As) Det beräknade antalet personer i olika klasser av As-halt i egen brunn (vid permanentbostad) framgår av Tabell 1 (Maxe L, opublicerade data). Antalet mätvärden för As i brunnsvatten är Andel mätvärden >10 µg/l är 6.6 %. Den slumpmässiga osäkerheten i denna andel är cirka 1 % (2 SD). Skattningen när det gäller andel personer med halt >10 µg/l är 2.1 % (se nedan). Osäkerheten i denna skattning uppskattas vara cirka 0.5 %. Dos-respons-samband För cancerrisk vid intag av As via dricksvatten används de dos-respons-samband som tagits fram av National Academy of Science (NAS 2001) avseende risk för lungcancer och urinblåsecancer. Data baseras på epidemiologiska studier från Taiwan omräknade till bakgrundsrater i USA. För riskbedömning I Sverige appliceras NAS-bedömningen på svenska bakgrundsrater (incidensrater för lungcancer och urinblåsecancer, dödlighet cirka 90 % respektive cirka 30 %), vilka är cirka hälften av USAs rater. Hänsyn har även tagits till högre kranvattenkonsumtion i Sverige än i USA. Det innebär en risk proportionell mot As-dos med en livstidsrisk för cancer av vid daglig konsumtion av dricksvatten med As med en koncentration vid det svenska riktvärdet 10 µg/l (Forslund 2010). Antalet livstids extra cancerfall har omvandlats till fall per år genom att dividera med 80 år. Hudcancerrisken anses vara lägre (0.0006) vid samma koncentration. Då detta dessutom är en mindre allvarlig sjukdom har hudcancer inte medtagits här. Höga arsenikdoser ökar även risken för andra sjukdomar som hudsjukdom, nervskador och diabetes. För sådana effekter saknas dock dos-respons-data i de exponeringsintervall som är aktuella i Sverige och i en del fall finns det sannolikt en tröskel. 8

9 Tabell 1. Arsenik i brunnsvatten och uppskattat antal cancerfall. As-halt Antagen Antal personer Antal cancerfall (µg/l) medelhalt (tusental; %) per år <1 0,5 820 (78) ,5 124 (12) (6.5) (1.5) (2.1) 1 Alla

10 Uran Det beräknade antalet personer i olika klasser av U-halt i egen brunn (vid permanentbostad) framgår av Tabell 2 och 3 (Maxe L, opublicerade data). Antalet mätvärden för U i brunnsvatten är Vid beräkning av medelhalt inom respektive intervall har medelhalten för brunnar inom respektive intervall använts. Andel mätvärden >5 µg/l är 53 %. Den slumpmässiga osäkerheten i denna andel är cirka 2 % (2 SD). Skattningen när det gäller andel personer med halt >5 µg/l är 35 % och osäkerheten cirka 2 %. Av brunnar med U >30 µg/l hade 6 % U >300 µg/l. Andel personer med U >300µg/L har antagits vara densamma - 6% av antal personer med >30 µg/l. Men antalet mätvärden >300 µg/l är endast 0.9 % och andelen personer med U-halt över 300 µg/l skattas till 0.6 % eller cirka 6000 personer. Den statistiska osäkerheten vid uppskalning till antal personer blir mycket stor den övre gränsen för ett 95 % konfidensintervall kan beräknas vara cirka personer. Dos-respons-samband kemisk toxicitet För uran har en riskbedömning gjorts av Svensson och medarbetare (Svensson 2005). Här diskuteras framför allt lindriga tubulära njurskador hos den fraktion som har högst exponering, med särskild uppmärksamhet riktad mot spädbarn. Riskbedömningen baseras i huvudsak på studier från Finland (Kurttio 2002) och Årjäng (Seldén 2006). Senare har Årjängstudien publicerats internationellt (Seldén 2009). Vidare har Kurttio och medarbetare har gjort en fördjupad studie av njurtoxicitet vid re-undersökning av den ursprungliga populationen, nu med fler njurmarkörer (Kurttio 2006). Den studien visar dock inga signifikanta effekter på njurfunktion. Två reviewartiklar om effekter av U på njurar har publicerats 2010 (Arzuaga 2010, Vicente-Vicente 2010). Sammanfattningsvis råder osäkerhet om vid vilka nivåer risken är ökad för tubulära njurskador. Därför redovisas två alternativa uppskattningar av antal personer i riskgruppen ett alternativ där konsumtion av dricksvatten med U >5 µg/l innebär en ökad risk och ett alternativ där tröskeln för tubulär njurskada är U >300 µg/l i dricksvatten. Någon användbar exponerings-responsfunktion finns dock inte då ingen studie har publicerat andel (respons) med sjukdom eller annan definierad effekt (t.ex. andel med proteinuri över viss cut-off-nivå). Därför stannar bedömningen vid antal personer som exponeras för U i dricksvatten med halt >5 respektive >300 µg/l och effekten nedan 10

11 kvantifieras som antal med möjlig ökad risk för tubulär njurpåverkan utifrån dessa två alternativ. Det första alternativet (1) utifrån Seldéns studie där en sådan möjligen kunde ses vid en U-halt i urin som i genomsnitt motsvarar U-halt i vatten på 5-10 µg/l. Notera dock att någon signifikant inverkan inte sågs av U-halt i vatten. Därför innebär alternativ (1) sannolikt en överskattning av risken. Alternativ (2) för samma effekt utgår från den finska studien där en effekt av U-halt i vatten sågs från cirka 300 µg/l (Kurttio 2002). Skattningen av antal personer med möjlig risk vid U-halt >300 µg/l är som nämnts ovan mycket osäker. Tabell 2. Uran i brunnsvatten. Kemisk toxicitet. Två alternativ har getts för möjlig risk för njurpåverkan, se text. U-halt Antagen Antal personer Antal (tusental) med Antal (tusen) med (µg/l) medelhalt (tusental; %) möjlig ökad risk för möjlig ökad risk för tubulär njurpåverkan (1) tubulär njurpåv. (2) < (66) (11) (6.3) (7.6) 80 - > (9.4) 99 > ( 0.6) 6 (?) Alla (?) Dos-respons-samband - stråldoser och cancer Här antas att konsumtion av dricksvatten med uran innebär en årlig stråldos av 0.1 millisievert (msv) om koncentrationen är 100 µg/l och att stråldosen är linjärt beroende av urankoncentrationen. För cancerdöd har antagits livstidsrisk om 5 % per Sv, i detta fall räknad som kollektivdos (ICRP (1991, 2007)) och UNSCEAR (1993). I tabellen nedan upprepas antal exponerade inom olika intervall. I de följande kolumnerna ges kollektivstråldos inom intervallet samt antal beräknade fall av cancerdöd. 11

12 Tabell 3. Uran i brunnsvatten. Stråldos och cancerrisk. U-halt Antagen Antal personer Kollektivdos Antal fall (µg/l) medelhalt (tusental; %) (Sv/år) av cancerdöd/år < (66) (11) (6.4) (7.6) 1.7 > (9.4) 10.5 Alla

13 Radon Det beräknade antalet personer i olika klasser av Rn-halt i egen brunn (vid permanentbostad) framgår av Tabell 4 (Maxe L, opublicerade data). Antalet mätvärden för Rn i brunnsvatten är Vid beräkning av medelhalt inom respektive intervall har medelhalten för brunnar inom respektive intervall använts. Andel mätvärden >1000 Bq/L är 6.1 %. Den slumpmässiga osäkerheten i denna andel är cirka 0.6 % (2 SD). Skattningen när det gäller andel personer med halt >1000 Bq/L är 3.1 % och osäkerheten cirka 0.4 %. Dos-respons-samband oralt intag och cancer Här används en riskbedömning gjord av NRC, vilken även SSI (Strålskyddsinstitutet, numera del av SSM, Strålsäkerhetsmyndigheten) använt (NRC 1999, EK 2008). Vid oralt intag antas att dricksvatten med 1000 Bq/L innebär en årlig stråldos av 0.2 msv och att stråldosen är linjärt beroende av radonhalten. Den skiljer sig från den som SSI tidigare använde (Swedjemark Risk för cancerdöd har beräknats utifrån stråldos på samma sätt som anges ovan (5% per Sv) enligt ICRP (1990, 1997) och UNSCEAR (2010). Dos-respons-samband bidrag till inhalation av radon och risk för lungcancer Vi använder en SSM-bedömning att 1000 Bq/L radon i hushållsvatten ger ett bidrag av 100 Bq/m 3 till inomhusluften genom avgång t.ex. vid tvätt, disk och duschning (SSM). Därefter används som dos-responsförhållande för lungcancer vid Rn i bostaden att 100 Bq/m 3 ökar den relativa risken med 0.16 (Darby 2005). Dos-responssambandet antas vara linjärt (Darby 2005). Det beräknade antalet extra fall av lungcancer baseras på dagens incidens (medelvärde för är 3480 fall per år) dvs det baseras på dagens rökvanor och åldersfördelning i befolkningen (Barregård 2012). Beräknat antal personer i olika klasser av Rn-halt i egen brunn (vid permanentbostad) framgår av nedanstående tabell (Maxe L, opublicerade data). Beräknad stråldos och cancerrisk vid oralt intag av Rn (se Metoder ovan) framgår, liksom beräknat bidrag till Rn i luft och skattad lungcancerrisk. 13

14 Tabell 4. Radon i brunnsvatten och uppskattade cancerrisker. Rn-halt Antagen Antal personer Oral Cancerfall Ökad Rn- Lungcancer- (Bq/L) medelhalt (tusental; %) kollektiv per år av halt i luft fall /år av Rn dos (Sv) oralt Rn < (58) (33) (6.3) (2.1) > (1.0) Alla

15 Mangan Det beräknade antalet personer i olika klasser av Mn-halt i egen brunn (vid permanentbostad) framgår av Tabell 5 (Maxe L, opublicerade data). Antalet mätvärden för Mn i brunnsvatten är Andel mätvärden >100 µg/l är 39 %. Den slumpmässiga osäkerheten i denna andel är cirka 0.6 % (2 SD). Skattningen när det gäller andel personer med halt >100 µg/l är 37 % och osäkerheten densamma. Andel mätvärden >400 µg/l är 9.7 %. Osäkerheten i denna andel är cirka 0.4 % (2 SD). Skattningen när det gäller andel personer med halt >400 µg/l är 9.4 % och osäkerheten densamma. Av brunnar med Mn >400 µg/l hade 21 % Mn >1000 µg/l. Andel personer med Mn >1000 µg/l har antagits vara densamma - 21 % av antal personer med >400 µg/l. Dos-respons-samband För Mangan råder stor oklarhet om eventuella risker vid exponering via dricksvatten. Efter att tidigare ha rekommenderat riktvärden på 400 eller 500 µg/l, har WHO nyligen angett att något hälsoriskbaserat riktvärde inte behövs, då Mn-halter i dricksvatten normalt ligger betydligt lägre än 400 µg/l (WHO 2011). Denna bedömning har dock ifrågasatts, och det har påpekats att halter över 400 µg/l är vanliga i många länder och att det finns flera studier under senare år som talar för centralnervösa effekter kring eller under dessa nivåer (Frisbie 2012). I själva verket har det tidigare riktvärdet i huvudsak baserats på vad som är ett normalt intag av Mn via födan samt därutöver en osäkerhetsmarginal (Ljung 2007). Det har påpekats att spädbarn som får modersmjölksersättning kan vara en särskild riskgrupp, då intaget per kg kroppsvikt av Mn i vatten är högre än hos vuxna, särskilt om även tillskottet från mjölkersättningspulver inräknas (Ljung 2007). Problemet med riskbedömningen vid intag av Mn från dricksvatten i enskilda brunnar är att det inte finns någon etablerad exponerings-responsfunktion. Detta gäller särskilt hos vuxna, där några studier rapporterat ett samband mellan Mn-halt i dricksvatten och risk att, oftast i hög ålder, drabbas av Parkinsons sjukdom (Lucchini 2009). När det gäller effekter på barn har en handfull studier påvisat samband mellan negativa effekter på CNS-funktion eller beteende/prestationer och förhöjda halter av Mn i dricksvatten, hår eller blod (Bouchard 2007, 2011, Khan 2011, 2012, Henn 2012). Ett problem vid tolkningen av dessa studier är att Mn-intaget via kost oftast är mer än hundra gånger högre än intaget via vatten (undantaget spädbarn som får 15

16 modersmjölksersättning). För att ett orsakssamband ska vara rimligt måste man anta att Mn i dricksvatten tas upp, metaboliseras, eller fördelas på ett annat sätt än Mn från kosten. I denna rapport har vi valt att fokusera på barn, då underlaget för misstankar om CNSpåverkan är något starkare än hos vuxna, och särskilt på barn i 0-1 års ålder, då de flesta under åtminstone någon period har relativt sett hög exponering från modersmjölksersättning. Signifikanta skillnader avseende skolprestationer mellan barn med Mn i vatten under respektive över 400 µg/l rapporterades av Khan (2012). Bouchard (2007) fann en liten studie negativa effekter på beteende hos barn med hår- Mn >3 µg/g, vilket i den studien motsvarade Mn i vatten >cirka 500 µg/l. I en större studie fann Bouchard (2011) negativa effekter på kognitiv förmåga i de två övre kvintilerna, motsvarande Mn i vatten >100 µg/l, men inverkan av estimerat intag av Mn (med hänsyn till vattenkonsumtion) eller Mn i hår, visade misstänkta effekter på kognition fr.a. i den högsta kvintilen. Som gräns för misstänkt risk för CNS-påverkan hos barn har vi i denna rapport valt 400 µg/l, men vi har även angett andel som löper risk om en sådan risk skulle finnas redan vid 100 µg/l. Det vetenskapliga underlaget medger inte en närmare kvantifiering av eventuella effekter i termer av antal IQ-enheter eller liknande. Utfallet avser i stället antal spädbarn som exponeras för Mn i vatten vid en nivå som innebär en misstänkt risk för CNS-påverkan. Tabell 5. Mangan i brunnsvatten och möjlig risk för CNS-påverkan hos barn. Mn-halt Antal personer Antal barn Antal/år med Antal/år med (µg/l) (tusental; %) 0-1 år möjlig risk för möjlig risk för CNS-påverkan (1) CNS-påverkan (2) < (48) (15) (23) (4.5) > (9.4) > (2.0) Alla

17 Fluor Det beräknade antalet personer i olika klasser av F-halt i egen brunn (vid permanentbostad) framgår av Tabell 6 (Maxe L, opublicerade data). Antalet mätvärden för F i brunnsvatten är Andel mätvärden >1.5 mg/l är 22 %. Den slumpmässiga osäkerheten i denna andel är cirka 0.5 % (2 SD). Skattningen när det gäller andel personer med halt >1.5 mg/l är 16 % och osäkerheten ungefär densamma. Antalet mätvärden >6 mg/l är endast 109 (0.4 %). Osäkerheten i denna andel är stor och den sanna andelen kan vara drygt 1 %. Skattningen när det gäller andel personer med halt >6 mg/l är cirka 0.3 % och osäkerheten densamma. Dos-respons-samband Fluorintag via kost, dricksvatten eller på annat sätt (tandkräm) skyddar mot karies. Högt intag av fluorider under de år de permanenta tänderna utvecklas innebär dock risk för missfärgning av tandemaljen, så kallad dental fluoros (Socialstyrelsen 2009). Det fluoridintag som innebär risk för missfärgad tandemalj överlappar med det intag som förebygger karies. Det finns en del data om dental fluoros hos svenska barn (Koch 2003). Sambandet mellan fluoridintag från dricksvatten och missfärgning av tandemaljen beror förstås även på i vilken utsträckning sådant vatten konsumeras hos dem som har enskild brunn. Baserat på en review (McDonagh 2002) har vi här antagit att vid en fluoridhalt i intervallet mg/l får 25 % av barnen missfärgning av betydelse, i intervallet 3-6 mg/l 50 % och i intervallet >6 mg/l får de flesta sådan fluoros. Vid >6 mg/l finns även en viss risk för onormal inlagring av fluor i skelettet, så kallad osteofluros (Socialstyrelsen 2009). 17

18 Tabell 6. Fluorid i brunnsvatten och möjlig risk för fluoros och osteofluoros. F-halt Antal Antal Antal barn Möjligt Antal personer (mg/l) personer barn 0-8 år med risk antal barn med risk för (tusental;%) (tusental) för fluoros m fluoros osteofluoros < (41) (24) (19) (13) (2.9) >6 2.7 (0.3) Alla

19 Nitrat Det beräknade antalet personer i olika klasser av nitrat-halt i egen brunn (vid permanentbostad) framgår av Tabell 7 (Maxe L, opublicerade data). Antalet mätvärden för nitrat i brunnsvatten är Andel mätvärden >50 mg/l är 353 (1.2 %). Den slumpmässiga osäkerheten för denna andel är cirka 0.1 % (2 SD). Skattningen när det gäller andel personer med halt >50 mg/l är 1.8 % och osäkerheten ungefär 0.2 %. Antalet spädbarn, den känsliga gruppen, se nedan, kan vara i storleksordningen 100. Dos-resons-samband Nitrat i vatten är inte ovanligt i jordbruksbygder. Nitrat kan omvandlas till nitrit, som hos spädbarn < 6 mån vid högt intag kan bindas till hemoglobin och orsaka methemoglobinemi med försämrad syretransport som följd. Risken anses finnas vid konsumtion av dricksvatten med nitrathalter > 50 mg/l, och då fr. a. hos de som inte ammas utan får modersmjölkersättning baserat på sådant vatten (MHR 2009). För vuxna är kosten huvudkällan till nitrat. På senare år har sambandet mellan nitrat i vatten ifrågasatts och i de fall som beskrivits har det ofta rört sig om en kombination med diarresjukdomar i länder där sådana är vanliga. Orsakssambandet är under alla förhållanden komplext (Fewtrell 2004) och sannolikheten för att ett spädbarn ska drabbas av klinisk methemoglobinemi vid konsumtion av brunnsvatten bedöms som extremt liten. Antalet spädbarn i hushåll med hög nitrathalt är litet och antalet som i huvudsak får modersmjölksersättning baserat på sådant brunnsvatten ännu mindre. Något fall av klinisk methemoglobinemi på grund av dricksvatten har inte rapporterats i Sverige under de senaste decennierna. Nitratintag från vatten (och kost) som ombildats till nitrit i magtarmkanalen kan även bilda mutagena nitrosaminer. Det finns dock inte data för att bedöma om detta skulle kunna innebära någon ökad cancerrisk. 19

20 Tabell 7. Nitrat i brunnsvatten och risk för förgiftning. Nitrat-halt Antal Antal barn Antal barn med Sannolikt antal fall av (mg/l) personer < 6 mån möjlig risk för methemoglobinemi/år (tusental) methemoglobinemi < > Alla

21 Mikrobiologiska parametrar Cirka 4000 brunnar har undersökts, i huvudsak inom Socialstyrelsens tillsynsprojekt. I cirka 4 % av proverna var antalet E Coli-bakterier per 100 ml >10, vilket klassas som otjänligt enligt Socialstyrelsens riktlinjer. Motsvarande siffra för koliforma bakterier var 14 %. I 25% av proverna fanns > 1000 mikroorganismer per ml. Ökad förekomst av E Coli och koliforma bakterier innebär en ökad risk för mag-tarmsjukdom. Koliforma bakterier är också en indikator på ökad risk för andra bakterier samt parasiter. Det finns en hel del kunskap om vilka mikroorganismer som är vanliga vid dricksvattenorsakade mag-tarminfektioner och i några fall finns även kunskap om infektionsdos. Halter av E Coli och koliforma bakterier i svenska enskilda brunnar utgör dock endast indikationer på fekal kontaminering, där det kritiska smittämnet är okänt och det finns inte tillräckligt med empiriska data för att avgöra vilken riskökning för magtarmsjukdom som en viss halt av dessa indikatorer medför (Leclerc 2001, 2002, Nygård 2004, Reynolds 2008, Ritter 2011). 21

22 Diskussion och bedömning Vilka är de viktigaste riskerna? Uppdraget från Socialstyrelsen var att uppskatta hälsoriskerna avseende arsenik (As), uran (U), radon (Rn), mangan (Mn), fluor (F) och nitrat i dricksvatten från enskilda brunnar. De uppskattningar som gjorts ovan kan sammanfattas i Tabell 8. Tabell 8. Värdering av hälsorisker med vissa kemiska miljöföroreningar i enskilda brunnar. Miljö- Hälsorisk Antal drabbade Osäkerhet förorening Arsenik Cancer 3-4 nya cancerfall per år Måttlig Uran Tubulär njurskada Mycket stor Cancer 1 nytt cancerfall per år Måttlig Radon Cancer Cirka 15 nya cancerfall per år Måttlig Mangan Påverkan på barn/år Stor nervsystem hos barn med misstänkt påverkan Fluor Risk för fluoros 5000 barn Måttlig (missfärgad emalj) Risk för osteofluoros 3000 vuxna Stor (skelettpåverkan) Nitrat/nitrit Methemoglobinemi Inga Måttlig (blodsjukdom hos barn) Som framgår ovan finns det några slutsatser som är ganska säkra: 1) Framför allt radon, men i någon mån även arsenik och uran bidrar något till cancersjuklighet, uppskattningsvis ett 20-tal nya fall per år. 22

23 2) Nitrat/nitrit i brunnsvatten är knappast något problem i Sverige. I några fall är riskbedömningen mycket osäker: 3) Det finns en misstanke om att uran skulle kunna bidra till lindrig tubulär njurskada; några tusen eller möjligen personer kan ha drabbats (ej per år utan under några decennier). Det är möjligt att detta i så fall i en del fall bidrar till klinisk njursjukdom. 4) Det finns en misstanke om att tusen eller några tusen barn spädbarn varje år får en så hög mangandos att nervsystemet påverkas ogynnsamt. Möjligen kan även manganexponering från dricksvatten bidra till sådana effekter hos vuxna. 5) Några tusen barn per år kan misstänkas drabbas av estetiskt besvärande missfärgning av tandemalj och möjligen finns några tusen vuxna (ej per år utan under några decennier) som drabbats av skelettpåverkan på grund av långvarigt intag av vatten med hög halt av fluorider. En relativt hög andel av vattenproverna var otjänliga med avseende på mikrobiologiska parametrar enligt Socialstyrelsens riktvärden och andelen var högre i grävda brunnar. Detta har även kommenterats i Socialstyrelsens miljöhälsorapport Vi saknar underlag för att kunna göra en kvantitativ riskuppskattning utifrån dessa data. Vad som är mest allvarligt kan diskuteras. Som framgår av Tabell 8 rör det sig i vissa fall om allvarliga effekter, som kanske inte är behandlingsbara (cancer, påverkan på nervsystem) och i en del fall om effekter som lindriga eller möjligen helt saknar betydelse (dental fluoros, osteofluros, kemisk toxicitet av uran). I några fall är osäkerheten mycket stor (Mn, U). När det gäller antalet som drabbas kan de mikrobiologiska riskerna vara stora, effekterna oftast lindriga, men i några fall allvarliga. För vissa miljöföroreningar kan man skatta antalet extra fall per år (cancer av As, U, Rn, ev effekter på CNS hos spädbarn), medan för andra (njurtoxicitet av U, dental fluoros och osteofluoros) får förlita sig på tvärsnittsstudier som beskrivit prevalensdata. 23

24 Metodernas validitet källorna till osäkerhet Urvalet av brunnar för analys I uppdraget ingick att värdera om SGU-data kan användas för att skatta andel exponerade och den osäkerhet som kan finnas i data. Som framgått ovan är den slumpmässiga osäkerheten i andel personer med höga mätvärden liten utom för andel uran >300 µg/l och fluorider >6 mg/l. De osäkerhetsberäkningarna grundas helt enkelt på standardfelet (SE) för proportioner. En separat valideringsberäkning har också gjorts för F, där hela materialet delats i 10 delar och proceduren med koppling av geokodade haltdata och geokodade MHR-data har gjorts separat för dessa data. Den beräkningen bekräftar den teoretiska beräkningen. Eftersom ett stort antal brunnar ibland provtagits på grund av misstanke om onormalt höga halter miljöföroreningar skulle man kunna tänka sig att arkivet av mätvärden dåligt överensstämmer med antal hushåll med brunnar med höga halter, d.v.s. att urvalet av brunnar inte är representativt. Den metod som använts innebär dock att geokodade enkätdata från miljöhälsoenkäter kopplas till geokodade mätresultat. Det innebär att även om provtagning gjorts på ett stort antal brunnar inom ett litet område med höga föroreningshalter kommer detta inte att snedvrida beräkningen av andel hushåll i landet med föroreningshalter inom de olika intervallen. Kopplingen av brunnsanalyser till befolkningsdata över brunnsförekomst gör att man får en befolkningsviktad beräkning. Som framgått ovan överensstämmer andel mätvärden i olika intervall i en del fall med andel personer (t.ex. för mangan), men i flera fall finns det en skillnad i förväntad riktning beräknad andel hushåll med höga halter är lägre än motsvarande andel av mätvärdena. Skillnaden är upp till en faktor tre (för arsenik). Analysernas kvalitet Det skulle kunna ifrågasättas om det är korrekt att använda analysresultat även för de perioder som ligger långt tillbaka i tiden, då analysmetoderna kan ha varit sämre. I Tabell 9 visas fördelningen över tid för de analyser som använts i beräkningarna. Andelen analyser som gjorts före 1980 är litet och bristande validitet i dessa påverkar knappast resultaten. För As och U har merparten av analyserna gjorts under talet. För Mn och F ligger medelvärdena under alla decennierna nära varandra. Nitritanalyser är mera osäkra än nitratanalyser. 24

25 Tabell 9. Andel (%) av analyser som gjorts uppdelat på tidsperioder. Förorening As U Rn < Mn < F Nitrat/nitrit < Mikrobiologiska 100 Vattenrening En del enskilda brunnar har någon form av vattenrening med filter. I Socialstyrelsens tillsynsprojekt fanns en fråga om vattenprovet tagits efter rening (t.ex. filter). Andelen ja-svar var 7 %, andelen nej-svar var 31 %, 3 % angav att de inte visste medan 59 % avstod från att svara på denna fråga. Hur stor andel av landets enskilda brunnar som har någon vattenrening är således oklart. Socialstyrelsen har publicerat rapporter om olika metoders effektivitet för att sänka halterna av As och U i vatten (Socialstyrelsen 2006a, 2006b). De mätdata som den här rapporten baseras på har rensats från analyser med känd rening. Eftersom det är en relativt liten andel, bör det inte påverka resultaten i någon betydande grad. Om man skulle bedöma vilka hälsovinster på nationell nivå som ökad vattenrening av enskilda brunnar skulle medföra, måste man göra antaganden om vilken reduktion av halten miljöföroreningar man kan uppnå med vattenrening, t.ex. genom att välja någon av de tekniker som redovisats av Socialstyrelsen (2006a, 2006b). Man kan därefter välja exempel för hur många hushåll i vilket haltintervall som skulle installera sådan rening och reducera antalet högexponerade i tabellerna 1-7 i motsvarande mån. Däremot har vi inte funnit några empiriska studier som medger en beräkning av vilken reducering av sjuklighet som man i praktiken skulle uppnå med en kampanj av utbyggd vattenrening av enskilda brunnar. Osäkerhet i dos-responsdata Vår värdering är att osäkerheten i antal exponerade (slumpmässig osäkerhet samt osäkerhet om provtagna brunnars representativitet), som beskrivits ovan är betydligt mindre än den osäkerhet som råder när det gäller dos-responssamband. 25

26 När det gäller förväntade fall av cancer på grund av As, U och Rn ligger osäkerheten i dos-respons-sambanden (endast) i storleksordningen en faktor 2. Osäkerheten när det gäller dental fluoros av F och risken för methemoglobinemi av nitrat/nitrit är något större och osäkerheten när det gäller effekter av Mn samt kemisk toxicitet av U är mycket större. Bly Bly är en miljöförorening som inte ingick i uppdraget från Socialstyrelsen. Det förtjänar ändå att nämnas att cirka foster och barn 0-8 år kan beräknas bo i hushåll med bly i kranvatten från enskilda brunnar >2 µg/l och därav cirka med bly >10 µg/l. Ett barn som dricker en liter vatten per dag med 15 µg bly/l kan förväntas öka sin blodblyhalt med ungefär lika mycket (i µg/l) och enligt nuvarande dosresponsbedömningar kan en påverkan på centrala nervsystemet motsvarande cirka en halv IQ-enhet förväntas (EFSA 2010, JECFA 2011, NTP 2012). Det finns klara skäl att se över nuvarande riktvärde på 10 µg/l för bly i dricksvatten. Även för de cirka vuxna som bor i hushåll med bly i kranvatten >10 µg/l från enskilda brunnar kan dagligt intag av sådant vatten innebära en risk i det fallet bidrag till risk för högt blodtryck. Bly i dricksvatten från enskilda brunnar kan förutom från lokala jord- och bergarter eller eventuell antropogen markförorening även tillföras dricksvatten från blyförorenat metallmaterial i vattenledningar, dricksvattenkranar etc. Andra vattentäkter Sammanställningen belyser några av de hälsorisker som kan förknippas med användning av grundvatten som råvatten vid enskild vattenförsörjning. Till stor del kan dessa risker beräknas förekomma vid halter under gällande riktvärden. Motsvarande förhållanden kan förväntas vid vattenförsörjning från mindre gemensamma vattentäkter (vattenföreningar etc). Även vid kommunala grundvattentäkter kan råvattnet innehålla de ämnen som här behandlats. Även om vattenbehandling minskar halterna så att det distribuerade vattnet klarar Livsmedelsverkets gränsvärden för dricksvatten kan halter som kan medföra negativa hälsoeffekter kvarstå i det vatten som distribueras. 26

27 Tack Tack till Staffan Skerfving, Arbets- och Miljömedicin, Lunds universitet samt Karin Ljung Björklund, Socialstyrelsen, för värdefulla synpunkter på en tidigare version av rapporten. 27

28 Referenser Arzuaga X, Rieth SH, Bathija A, Cooper GS. Renal effects of exposure to natural and depleted uranium: a review of the epidemiologic and experimental data. J Toxicol Environ Health B Crit Rev. 2010;13: Bouchard M, Laforest F, Vandelac L, Bellinger D, Mergler D. Hair manganese and hyperactive behaviors: pilot study of school-age children exposed through tap water. Environ Health Perspect 2007;115: Bouchard MF, Sauvé S, Barbeau B, Legrand M, Brodeur MÈ, Bouffard T, Limoges E, Bellinger DC, Mergler D. Intellectual impairment in school-age children exposed to manganese from drinking water. Environ Health Perspect 2011;119: Darby S, Hill D, Auvinen A, Barros-Dios J M, Baysson HFB, Deo H, Falk R, Forastiere F, Hakama M, Heid I, Kreienbrock L, Kreuzer M, Lagarde F, Makelainen I, Muirhead C, Oberaigner WGP, Ruano-Ravina A, Ruosteenoja E, Rosario AS, Tirmache M, Tomasek L, Whitley E, Wichmann HE, Doll R. Radon in homes and risk of lung cancer: collaborative analysis of individual data from 13 European case-control studies. BMJ 2005;330:223. EFSA Panel on Contaminants in the Food Chain (CONTAM). Scientific Opinion on Lead in Food. EFSA Available at Ek BM, Thunholm B, Östergren I, Falk R, Mjönes L. Naturligt radioaktiva ämnen, arsenik och andra metaller i dricksvatten från enskilda brunnar. SSI Rapport 2008:15. Falk R, Mjönes L, Appelblad P, Erlandsson B, Hedenberg G, Svensson K. Kartläggning av naturligt radioaktiva ämnen i dricksvatten. SSI Rapport 2004:14. Fewtrell L. Drinking-water nitrate, methemoglobinemia, and global burden of disease: a discussion. Environ Health Perspect 2004;112: Forslund J, Samakovlis E, Vredin Johansson M, Barregard L. Does remediation sae lives? - On the cost of cleaning up arsenic-contaminated sites in Sweden. Sci Total Environ 2010;408: Frisbie SH, Mitchell EJ, Dustin H, Maynard DM, Sarkar B. World health organization discontinues its drinking-water guideline for manganese. Environ Health Perspect 2012;120: Henn CB, Schnaas L, Ettinger AS, Schwartz J, Lamadrid-Figueroa H, Hernández-Avila M, Amarasiriwardena C, Hu H, Bellinger DC, Wright RO, Téllez-Rojo MM. Associations of early childhood manganese and lead coexposure with neurodevelopment. Environ Health Perspect 2012;120:

29 ICRP Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. ICRP Publication 60. Ann ICRP 21 (1-3), Available at: ICRP. The 2007 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. ICRP Publication 103. Ann ICRP 37 (2-4), Khan K, Factor-Litvak P, Wasserman GA, Liu X, Ahmed E, Parvez F, Slavkovich V, Levy D, Mey J, van Geen A, Graziano JH. Manganese exposure from drinking water and children's classroom behavior in Bangladesh. Environ Health Perspect 2011;119: Khan K, Wasserman GA, Liu X, Ahmed E, Parvez F, Slavkovich V, Levy D, Mey J, van Geen A, Graziano JH, Factor-Litvak P. Manganese exposure from drinking water and children's academic achievement. Neurotoxicology 2012;33:91-7. Kulich J, Möre H, Swedjemark GA. Radon och radium i hushållsvatten. SSI-rapport 88:11. Kurttio P, Auvinen A, Salonen L, Saha H, Pekkanen J, Mäkeläinen I, Väisänen SB, Penttilä IM, Komulainen H. Renal effects of uranium in drinking water. Environ Health Perspect 2002;110: Kurttio P, Harmoinen A, Saha H, Salonen L, Karpas Z, Komulainen H, Auvinen A. Kidney toxicity of ingested uranium from drinking water. Am J Kidney Dis 2006;47: Lanphear BP, Hornung R, Khoury J, Yolton K, Baghurst P, Bellinger DC, Canfield RL, Dietrich KN, Bornschein R, Greene T, Rothenberg SJ, Needleman HL, Schnaas L, Wasserman G, Graziano J, Roberts R. Low-level environmental lead exposure and children's intellectual function: an international pooled analysis. Environ Health Perspect Jul;113(7): Leclerc H, Mossel DA, Edberg SC, Struijk CB. Advances in the bacteriology of the coliform group: their suitability as markers of microbial water safety. Annu Rev Microbiol. 2001;55: Leclerc H, Schwartzbrod L, Dei-Cas E. Microbial agents associated with waterborne diseases. Crit Rev Microbiol. 2002;28(4): Review. Ljung K, Vahter M, Berglund M. Manganese in drinking water. IMM-rapport nr 1/2007. Karolinska Institutet 2007a. Ljung K, Vahter M. Time to re-evaluate the guideline value for Manganese in drinking water. Environ Health Perspect 2007b;115:

30 Lucchini RG, Martin CJ, Doney BC. From manganism to manganese-induced parkinsonism: a conceptual model based on the evolution of exposure. Neuromolecular Med 2009;11: Maxe L. Enskild vattenförsörjning kunskapsunderlag inför uppföljning av ett nytt delmål. SGU-rapport 2007:10. Maxe L. Lägesrapport för projekt Grundvattnets kemiska tillstånd i Sverige bearbetning och presentation. SGU McDonagh MS, Whiting PF, Wilson PM, Sutton AJ, Chestnutt I, Cooper J, Misso K, Bradley M, Treasure E, Kleijnen J. Systematic review of water fluoridation. BMJ 2000;321: NAS. U.S National Academy of Science. Arsenic in drinking water, 2001 update. U.S. Washington DC: National Academy Press; Available at: NRC. Committee on Risk Assessment of Exposure to Radon in Drinking Water. Risk Assessment of Radon in Drinking Water. National Academy Press, Available at: NTP. NTP Monograph on Health Effects of Low-Level Lead Evaluation. National Toxicology Program, U.S. Department of Health and Human Services (updated 13 Jun 2012). Available at: Nygård K, Andersson Y, Røttingen JA, Svensson A, Lindbäck J, Kistemann T, Giesecke J. Association between environmental risk factors and campylobacter infections in Sweden. Epidemiol Infect Apr;132(2): Reynolds KA, Mena KD, Gerba CP. Risk of waterborne illness via drinking water in the United States. Rev Environ Contam Toxicol. 2008;192: Ritter L, Solomon K, Sibley P, Hall K, Keen P, Mattu G, Linton B. Sources, pathways, and relative risks of contaminants in surface water and groundwater: a perspective prepared for the Walkerton inquiry. J Toxicol Environ Health A Jan 11;65(1): Seldén A, Bergström B, EK B-M, Östrand B-M, Edlund B, Högdahl C. Norberg C, Ohlsson C-G, Lundholm C, Weiss L, Andersson L. Uran i dricksvatten från bergborrade brunnar exponering, utsöndring och njurtoxiska effecter. Rapport från Yrkesmedicin YM 5/06. Yrkes- och miljömedicinska kliniken, Örebro, Seldén AI, Lundholm C, Edlund B, Högdahl C, Ek BM, Bergström BE, Ohlson CG. Nephrotoxicity of uranium in drinking water from private drilled wells. Environ Res 2009;109:

31 Socialstyrelsen och Institutet för miljömedicin. Miljöhälsorapport Socialstyrelsen och Institutet för miljömedicin. Miljöhälsorapport Socialstyrelsen och Institutet för miljömedicin. Miljöhälsorapport Socialstyrelsen. Dricksvatten från enskilda vattentäkter. Ett nationellt tillsynsprojekt Socialstyrelsen. Dricksvattenrening med avseende på uran. Expertunderlag, 2006a. Socialstyrelsen. Dricksvattenrening med avseende på arsenik. Expertunderlag, 2006b. SSM. Svensson K, Darnerud PO, Skerfving S. A risk assessment of uranium in drinking water. Livsmedelsverket. Rapport Swedjemark GA. Radon och radium och vatten. Underlag för bestämmelser. SSIrapport 93-34, SSI UNSCEAR. UNSCEAR 2010 Report: "Summary of low-dose radiation effects on health". Available at: Vicente-Vicente L, Quiros Y, Pérez-Barriocanal F, López-Novoa JM, López-Hernández FJ, Morales AI. Nephrotoxicity of uranium: pathophysiological, diagnostic and therapeutic perspectives. Toxicol Sci. 2010;118: WHO. Manganese in drinking water. Background document for development of WHO Guidelines for drin king water quality. WHO, Available at: WHO/JECFA. Safety evaluation of certain food additives and contaminants. WHO food additive series 64. WHO Available at: 31