Milieurapport Vlaanderen MIRA Achtergronddocument · Milieu, mens en gezondheid Achtergronddocument...

AchtergronddocumentMilieu, mens & gezondheid

Milieurapport Vlaanderen MIRA

Achtergronddocument Milieu, mens en gezondheid

december 2007 1

Coördinerend auteur

Myriam Bossuyt, MIRA-teamlid

Auteurs

Ann Colles, Elly Den Hond, Luc Verschaeve, Milieutoxicologie, VITO Gerrit Tilborghs, Dirk Wildemeersch, Hana Chovanova, Afdeling Toezicht Volksgezondheid, Vlaams Agentschap Zorg en Gezondheid Karen Van Campenhout, Maja Mampaey, Caroline Teughels, dienst Milieu & Gezondheid, Departement Leefmilieu, Natuur en Energie Kristien Stassen, Pieter Collier, Centrum voor Duurzaam Ondernemen, EHSAL Peter Hooft, Entiteit Beleidsondersteuning, Administratie Gezondheidszorg Rudi Torfs, Integrale Milieustudies, VITO Tim Nawrot,afdeling longtoxicologie, KULeuven Hans Keune, Departement Sociologie, Universiteit Antwerpen

Laatst bijgewerkt: december 2007

Milieu, mens en gezondheid Achtergronddocument

2 december 2007

Woord vooraf

Dit is het achtergronddocument voor het hoofdstuk Milieu, mens en gezondheid in de MIRA-T rapportering. Het achtergronddocument bundelt de kennis en informatie aangedragen in de MIRA-T-rapporten vanaf 1998. Dit document wordt elk jaar bijgewerkt en is raadpleegbaar op de websites www.milieurapport.be/AG en www.vmm.be/mira.

Het Milieurapport Vlaanderen heeft de decretale opdracht enerzijds om de toestand van het milieu en het tot nu toe gevoerde milieubeleid te analyseren en te evalueren, en anderzijds om de verwachte ontwikkeling van het milieu volgens relevante beleidsscenario's te beschrijven. Daartoe werken een auteursgroep en kritische lezers (lectoren), onder coördinatie van het MIRA-team, jaarlijkse themarapporten (MIRA-T), vijfjaarlijkse scenariorapporten (MIRA-S) en tweejaarlijkse beleidsevaluatierapporten (MIRA-BE) uit. De rapporten worden beschikbaar gemaakt aan beleidsmakers en het brede publiek. Themarapporten zijn compacte studies van de verstoringsketen en onderbouwen de jaarlijkse milieujaarprogramma's van de Vlaamse overheid. Scenariorapporten zijn uitgebreide modelstudies van de verstoringsketen en leveren noodzakelijke inzichten om het Vlaamse milieubeleidsplan op te stellen. Beleidsevaluatierapporten zijn diepgaande studies over milieugerelateerde beleidsthema’s.

Het geheel van de achtergronddocumenten bestaat uit sectorhoofdstukken, milieuthema-hoofdstukken en gevolgenhoofdstukken. Zo worden milieuverstoringen vanuit drie invalshoeken benaderd.

In de sectorhoofdstukken worden alle relevante milieuverstoringen die een sector teweegbrengt, beschreven. De maatschappelijke activiteiten die aan de basis liggen van de milieudruk in Vlaanderen, worden opgedeeld in 7 sectoren: huishoudens, industrie, energie, landbouw & visserij, transport, handel & diensten en toerisme & recreatie. Het doel van de sectorhoofdstukken is het samenbrengen van kwantitatieve inzichten in de milieudruk van een sector (zowel brongebruik als emissies) en in de onderliggende drijvende krachten ervan. Hiertoe worden indicatoren opgesteld vanuit de conceptuele milieuverstoringsketen (DPSI-R-denkkader). Indicatoren van de onderliggende maatschappelijke activiteiten (driving forces) en van de milieudruk (pressure) worden met elkaar vergeleken via indicatoren van eco-efficiëntie. De evolutie van de indicatoren wordt getoetst aan beleidsdoelstellingen. Ten slotte worden de ingezette beleidsinstrumenten en genomen maatregelen geëvalueerd (response). De activiteit-, druk-, toestand- (state) en impactindicatoren (impact) worden in de themahoofdstukken behandeld volgens een doorsnede naar milieuverstoring.

Het doel van de themahoofdstukken is het samenbrengen van kwantitatieve inzichten in de milieudruk (pressure) van de verantwoordelijke doelgroepen of sectoren (zowel brongebruik als emissies), in de hieruit voortkomende milieukwaliteit (state) in de milieucompartimenten lucht, water en bodem en in de gevolgen (impact) voor mens, natuur en economie.

Het doel van de impacthoofdstukken is het samenbrengen van kwantitatieve inzichten over de gevolgen (impact) voor mens, natuur en economie, over de milieuverstoringen heen.

Overname wordt aangemoedigd mits bronvermelding.Hoe citeren?

Korte citering: MIRA Achtergronddocument 2007, Milieu, mens en gezondheid

Volledige citering: MIRA (2007) Milieurapport Vlaanderen, Achtergronddocument 2007, Milieu, mens en gezondheid, Bossuyt M., Colles A., Den Hond E., Verschaeve L., Tilborghs G., Wildemeersch D., Chovanova H., Van Campenhout K., Mampaey M., Teughels C., Stassen S., Collier P., Hooft P., Torfs R., Nawrot T. & Keune H., Vlaamse Milieumaatschappij, www.milieurapport.be


december 2007 3

Inhoudsopgave

Beschrijving van de verstoring .............................................................................................. 6 1. Situering van de milieu- en gezondheidsproblematiek .......................................... 6 2. Geïntegreerd milieu- en gezondheidsbeleid .......................................................... 8

2.1 Vlaanderen............................................................................................... 8 2.1.1 | Steunpunt Milieu en Gezondheid ..............................................8

2.1.2 | Preventiedecreet ................................................................................. 10 2.1.3 Het Binnenmilieubesluit ..........................................................11

2.2 België ..................................................................................................... 11 2.2.1 NEHAP ...................................................................................11

2.3Europa .................................................................................................... 15 2.3.1 Interministeriële conferentie Boedapest 2004 ........................15

Indicatoren ............................................................................................................................. 17 1. Verloren gezonde levensjaren (DALY’s): evaluatie van de volksgezondheid ......................................................................................................... 17

1.1 Wat zijn verloren gezonde levensjaren of disability adjusted life years (DALY’s) ............................................................................................... 17 1.2 Algemene berekeningsmethode van verloren gezonde levensjaren in Vlaanderen.............................................................................. 18 1.3 Verloren gezonde levensjaren in Vlaanderen ........................................ 20 1.4 Onzekerheid op het resultaat en aanbevelingen voor de toekomst ........................................................................................................ 23

2. Milieuthema’s en hun invloed op de gezondheid .................................................. 26 2.1 Binnenmilieu .......................................................................................... 29

2.1.1 Verstorende factoren die ons wooncomfort kunnen beïnvloeden .......................................................................................29 2.1.2 / Binnenhuismilieu in Vlaanderen .............................................40 2.1.2 Luchtkwaliteit in Zwembaden .................................................42 2.1.3 Koolstofmonoxide in Vlaanderen (CO)...................................44

2.2 Fijn stof, ozon, buitentemperatuur en gezondheid.................................. 51 2.2.1 Associaties tussen sterfte en PM10-concentratie in Vlaanderen (1997-2003)....................................................................51 2.2.2 Associaties tussen sterfte, ozon en PM10 op relatief warmere dagen.................................................................................................54 2.2.3 Associatie tussen temperatuur en sterfte (1998-2002) .........55 2.2.4 Mortaliteit in België ................................................................55 2.2.5 Hittegolf en ozonpiekenplan (H.O.P.) ....................................57

2.3 Biomonitoring: een methode voor het inschatten van blootstelling en effect ..................................................................................... 57

2.3.1 Pilootstudie Milieu en Gezondheid .........................................60 2.3.2 Vlaams humaan biomonitoringsprogramma 2002-2006 ........61 2.3.3Belgische deelname aan de WGO-moedermelkcampagnes..85 2.3.4 Biomonitoring als surveillancemethode voor milieugezondheid in Vlaanderen.....................................................................................94

3. Gezondheidseffecten waarin milieufactoren een rol spelen. ............................... 99 3.1 Astma..................................................................................................... 99

3.1.1 Wat is astma?.........................................................................99 3.1.2 Relatie met het milieu: de risicofactoren voor astma............100 3.1.3 Astma in Vlaanderen ............................................................102

3.2 Hormoonverstoring .............................................................................. 103 3.2.1 Wat is hormoonverstoring? ..................................................103 3.2.2 Relatie met het milieu: blootstelling aan hormoonverstorende stoffen..............................................................................................106 3.2.3 Hormoonverstoring in Vlaanderen........................................107

3.3 Kanker.................................................................................................. 110


4 december 2007

3.3.1 Wat is kanker ? ....................................................................110 3.3.2 Relatie met het milieu: de lage dosisproblematiek ...............110 3.3.3 Kanker in Vlaanderen ...........................................................110

Lijst van figuren

Figuur 1: De plaats van DALY’s in het DPSI-R schema. ............................................................6 Figuur 2: aantal vergunde overdekte circulatiebaden per provincie (Vlaanderen, 2001) .........42 Figuur 3: aantal inwoners per vergund overdekt circulatiebad per provincie (Vlaanderen, 2001)

...........................................................................................................................................43 Figuur 4: trichloraminemeetwaarden in verschillende types Vlaamse baden met aanduiding

toxiciteitsdrempels van 300 µg/m3 en 500 µg/m

3 (Bernard et al, 2003). ...........................44

Figuur 5: Locatie CO-vergiftiging ..............................................................................................46 Figuur 6: Ziekenhuisopname door CO-intoxicatie per maand (Vlaanderen, 2000-2004) .........47 Figuur 7: Overlijdens door onopzettelijke CO-intoxicatie (Vlaanderen, 1990-2005).................51 Figuur 8 Dagelijkse variatie in sterfte (zwarte punten) en PM10 (blauwe punten) (Vlaanderen,

1997-2003) ........................................................................................................................52 Figuur 9: Dagelijkse sterfte en PM10-concentratie over de seizoenen (Vlaanderen, 1997-

2003) .................................................................................................................................53 Figuur 10: Dagelijkse sterfte en de ozonconcentratie op dagen met een gemiddelde

temperatuur vanaf 16°C (Vlaanderen, 1997-2003) ...........................................................54 Figuur 11: Dagelijkse totale mortaliteit (België, zomer 2005) ...................................................56 Figuur 12: Dagelijkse totale mortaliteit (België, zomer 2006) ...................................................56 Figuur 13: Schematisch overzicht fasen hittegolf en ozonpiekenplan ......................................57 Figuur 14: Mogelijke blootstellingsroutes voor milieufactoren ..................................................58 Figuur 15: Biomonitoring van blootstelling en effect .................................................................59 Figuur 16: Individuele variatie in p,p’-DDE-concentraties van pasgeborenen (boven), jongeren

(midden) en volwassenen (onder) per typegebied (8 typegebieden, 2005, 2006) ...........72 Figuur 17: Toenamen van POP’s-gehalten met de leeftijd van de moeder (België, 2006) ......91 Figuur 18: Gemiddeld gehalte (met 95% betrouwbaarheidsinterval) aan 7 merker PCB’s (1

ste

rij), p,p’-DDE (2de

rij) en HCB (3de

rij) gemeten in de moedermelk, weergegeven per gewest (links) en per provincie (rechts).............................................................................92

Figuur 19: Gehalten aan merker-PCB’s (ng/g vet) en dioxinen/furanen (pg TEQ/g vet) in Belgische moedermelk geanalyseerd in de vier opeenvolgende WGO-moedermelkcampagnes. (België, 1989, 1991, 2002, 2006)..............................................94

Figuur 20: Faseplan voor vertaling van meetgegevens naar acties .........................................98 Figuur 21: Mortaliteit door astma en chronisch obstructief longlijden (COPD) per geslacht,

gestandaardiseerde cijfers naar leeftijd (Vlaanderen, 1987 –1997 .................................102 Figuur 22: A) Afname in de tijd van het percentage spermatozoa bij kandidaat donoren in

Vlaanderen, vergelijking met de onderzochte M&G populatie B) testosteronconcentraties bij de onderzochte mannen in de M&G studie; p-waarde duidt op statistische verschillen tussen de regio’s .............................................................................................................108

Lijst van tabellen

Tabel 1: NEHAP-aanbevelingen...............................................................................................11 Tabel 2: Berekening van het aantal verloren gezonde levensjaren voor de beschouwde

milieuverstoringen (Vlaanderen, 2004)..............................................................................21 Tabel 4: Factoren die de kwaliteit van het binnenhuismilieu bepalen en hun mogelijke

gevolgen op de gezondheid...............................................................................................31 Tabel 5: Materialen en hun typische emissieproducten............................................................33 Tabel 6: producten en hun typische emissieproducten ............................................................34 Tabel 7: Biologische agentia in het binnenhuismilieu ...............................................................39 Tabel 8: Verdeling van de meetlocaties....................................................................................40 Tabel 8: Richtwaarde en Interventiewaarde voor koolstofmonoxide in binnenmilieu ...............48 Tabel 9: Overzicht van de effecten van CO..............................................................................49 Tabel 11: Dagelijkse sterfte en PM10-concentratie over de seizoenen (Vlaanderen, 1997-

2003) .................................................................................................................................53 Tabel 12 Dagelijkse sterfte en de ozonconcentratie op dagen met een gemiddelde

temperatuur vanaf 16°C (Vlaanderen, 1997-2003) ...........................................................55


december 2007 5

Tabel 13: Referentiewaarden voor de biomerkers van blootstelling pasgeborenen (8 typegebieden, 2005) ..........................................................................................................64

Tabel 14: Referentiewaarden voor de biomerkers van blootstelling jongeren (8, typegebieden, 2006) .................................................................................................................................64

Tabel 16: Referentiewaarden voor de biomerkers van effect bij de baby (8 typegebieden, 2005) .................................................................................................................................66

Tabel 17: Referentiewaarden voor de biomerkers van effect bij de moeder (8 typegebieden, 2005) .................................................................................................................................66

Tabel 18: Referentiegemiddelde voor effectbiomerkers van afweersysteem bij jongeren (8 typegebieden, 2006) ..........................................................................................................67

Tabel 19: Referentiegemiddelde voor effectbiomerkers hormonen en puberteitsontwikkeling bij jongeren (8 typegebieden, 2006) ..................................................................................68

Tabel 20: Referentiegemiddelden voor de effectbiomerkers van afweersysteem bij de volwassenen (8 typegebieden, 2004 – 2005) ....................................................................69

Tabel 21: Referentiewaarden voor effectbiomerkers bij de volwassenen (8 typegebieden, 2004-2005) ........................................................................................................................70

Tabel 22: Overzicht van gebiedsverschillen voor biomerkers van blootstelling voor jongeren, pasgeborenen en volwassenen (8 typegebieden, 2005, 2006) .........................................75

Tabel 23:factoren die bijdragen tot de variabiliteit van blootstellingsmerkers bij pasgeborenen (8 typegebieden, 2005)......................................................................................................76

Tabel 24: Factoren die bijdragen tot de variabiliteit van blootstellingsmerkers bij jongeren (8 typegebieden, 2006) ..........................................................................................................77

Tabel 25: Factoren die bijdragen tot de variabiliteit van blootstellingsmerkers bij de volwassen deelnemers (8 typegebieden, 2004-2005).........................................................................78

Tabel 26: Vergelijking van serumgehaltes in navelstrengbloed met waarden uit buitenlandse studies ...............................................................................................................................79

Tabel 27: Vergelijking van gehaltes polluenten in bloed en urine van jongeren met waarden uit buitenlandse studies..........................................................................................................80

Tabel 28: Vergelijking van gehaltes polluenten in bloed en urine van de volwassenen met waarden uit de pilootstudie en buitenlandse studies. ........................................................82

Tabel 29: Significante associaties tussen merkers van blootstelling en merkers van gezondheidseffect bij moeders van pasgeborenen...........................................................84

Tabel 30: Significante associaties tussen merkers van blootstelling en merkers van gezondheidseffect bij jongeren..........................................................................................84

Tabel 31: Significante associaties tussen blootstellingsmerkers en effectmerkers bij de volwassen deelnemers ......................................................................................................85

Tabel 32: Analyseresultaten van de POP’s gemeten in de individuele Belgische monsters en/of het Belgische mengmonster. (België, 2006) ............................................................87

Tabel 33: Verklarende factoren voor gehalte aan POP’s in moedermelk van de Belgische deelnemers.(België, 2006) ................................................................................................91

Tabel 34: Mate waarin aangrijpingspunten voor monitoring de informatie over brondetectie en gezondheidseffect beïnvloedden.......................................................................................95

Tabel 37: Nieuwe kankergevallen en sterfte ten gevolge van kanker (Vlaanderen, 1997-2001).........................................................................................................................................111

Tabel 38: meest voorkomende kankers per geslacht (Vlaanderen, 2000-2001)....................111


6 december 2007

Beschrijving van de verstoring

1. Situering van de milieu- en gezondheidsproblematiek

Het milieu om ons heen heeft invloed op ons welzijn. De algemene bevolking is zich hiervan ook bewust. Uit een enquête in 2002 blijkt dat 7 op 10 Europeanen inschat dat het milieu een sterke invloed heeft op de kwaliteit van hun leven (Eurobarometer, 2004). De impact van milieuverstoringen op mens, natuur en economie is echter vaak de moeilijkst in te schatten stap in de milieuverstoringsketen of DPSI-R keten (Figuur 1). De mogelijke invloed van milieuverstoringen, emissies van polluenten of concentraties aan stoffen op de gezondheid is moeilijk in te schatten en in vele gevallen slechts kwalitatief te vatten.

Figuur 1: De plaats van DALY’s in het DPSI-R schema.

ID: activiteitenindicator; Ip: drukindicator; IS: toestandsindicator; Ii: impactindicator

Bron: VITO

We kunnen verschillende types van indicatoren onderscheiden. Ten eerste is het wenselijk epidemiologische indicatoren te ontwikkelen die het aantal gevallen van een bepaalde ziekte of gezondheidsimpact relateert aan concentraties aan verontreiniging. Hiervoor is bijkomende epidemiologische kennis inzake te hanteren risicofuncties en inzake de verdeling van de blootstelling in Vlaanderen nodig. Het aantal gevallen kan voorlopig enkel berekend worden op basis van buitenlandse informatie. Binnen het milieu- en gezondheidsonderzoek van het steunpunt milieu en gezondheid wordt hiertoe een eerste aanzet gegeven. Het is wenselijk om Vlaanderen als dichtbevolkte regio op een analoge manier te bestuderen als in de epidemiologische multi-steden studies. In de APHEA2-studie is bijvoorbeeld heel Nederland meegenomen om de effecten van PM10 en zwarte rook te bestuderen. Naast epidemiologische indicatoren zijn biomerkers van blootstelling en effect een andere vorm van meetbare indicatoren. In het biomonitoringsprogramma van het steunpunt milieu & gezondheid zijn een aantal biomerkers opgenomen.

Ten tweede is het mogelijk om de potentiële gezondheidseffecten uit te drukken in externe gezondheidskosten. Dit laat toe – in zover data beschikbaar zijn - om de verschillende impactcategorieën (gezondheid, materialen …) op een gemeenschappelijke noemer (kosten) te brengen en deze te vergelijken met andere marktprijzen (zoals bijvoorbeeld in kosten-


december 2007 7

batenanalyses van milieumaatregelen). In Gevolgen voor economie worden de externe gezondheidskosten van de impacts, die in dit hoofdstuk beschouwd worden, uitgewerkt (zie Achtergronddocument Gevolgen voor economie).

Tenslotte is een koppeling met het gezondheidsbeleid wenselijk, gezien de potentiële omvang van de gezondheidsimpact van milieuverontreiniging. Om een inschatting te maken van het belang van milieufactoren op gezondheid is een indicator opgesteld die de totale milieu-invloed begroot en die aansluit bij bestaande gezondheidsindicatoren om de volksgezondheid te evalueren. De indicator verloren gezonde levensjaren, uitgedrukt in het aantal DALY’s (disability adjusted life years) wordt onder meer door de Wereldgezondheidsorganisatie (WGO) gebruikt, en sluit aan bij methodes om in een gezondheidsbeleid prioriteiten te stellen. Het aantal DALY’s is een maat voor het aantal gezonde levensjaren die een populatie verliest door ziekte of vroegtijdige sterfte. Om het verlies aan gezonde levensjaren in te schatten, en om vergelijkingen tussen regio’s te maken, is in de ‘Global Burden of Disease’ studie (Murray & Lopez, 1996; Murray & Lopez, 1999) van de Wereldbank en de WGO het DALY-concept ontwikkeld en toegepast om in 8 regio's van de wereld een totale en vergelijkbare gestandaardiseerde ziektelast te berekenen. De indicator combineert het verlies aan levensjaren met het aantal jaren dat geleefd wordt met een ziekte of handicap. Het gebruik van DALY’s kan dus toegepast worden op verschillende gezondheidstoestanden, mits er een adequate weging van de verschillende ziektebeelden is gebeurd. Er zijn wegingsfactoren voor toepassing in Vlaanderen beschikbaar (Baert et al., 2001). Hierdoor kunnen gezondheidsrisico's, veroorzaakt door voedings- of leefgewoontes, of door accidenten of milieufactoren, op gelijke wijze behandeld worden en vergeleken worden met elkaar. DALY’s worden ook voorgesteld als indicator voor een Europees milieu- en gezondheidsinformatiesysteem, een actie die volgt uit de vierde interministeriële conferentie in Budapest (zie 2.3.1 Interministeriële conferentie Budapest 2004). Zowel het Europese Milieuagentschap, als de WGO werken aan studies en acties om de kennis over en het gebruik van DALY’s in een milieu-gezondheidsbeleid te verbeteren.

Risicoperceptieonderzoek

Een natuurwetenschappelijke of technische benadering van milieuproblemen biedt slechts een beperkte kijk op de complexiteit van die problemen, zeker waar het maatschappelijke complexiteit betreft. Om het beeld te vervolledigen is de perceptie van die problemen door niet-wetenschappelijke actoren of groepen van belang. Hierbij spelen ook andere - dan technische - factoren een rol, zoals (on)vrijwilligheid, verdeling lusten en lasten, beheersbaarheid, bekendheid met, vertrouwen in instanties … Daarom wordt in dit kaderstuk het risicoperceptieonderzoek dat uitgevoerd werd in het kader van het steunpunt milieu en gezondheid toegelicht (Keune et al. 2005, 2006).

Waarom risicoperceptieonderzoek?

Eén van de belangrijkste problemen van traditionele risicocommunicatie is de ontkenning van de relevantie van percepties. Wederzijds begrip is noodzakelijk om vertrouwen te creëren dat nodig is om problemen die niet alleen wetenschappelijk maar ook maatschappelijk complex zijn te beteugelen. Kennis van niet-wetenschappers kan bovendien een bijdrage leveren bij problemen waar de wetenschap geen eenduidige antwoorden heeft, zij het door wetenschappelijke onzekerheid, onwetendheid of verschil van mening.

Risicoperceptie en humane biomonitoring

Binnen het Steunpunt Milieu & Gezondheid bestond de mogelijkheid perceptievragen samen met de andere vragenlijsten voor de (ruim 4 000) deelnemers aan de humane biomonitoring te laten invullen. Risicoperceptieonderzoek door middel van vragenlijsten geeft een interessante kijk op de percepties van respondenten, maar heeft ook beperkingen, hoofdzakelijk door de afwezigheid van interactie tussen respondenten over hun opinies en tussen onderzoekers en respondenten. Ook een momentopname is beperkend. Percepties krijgen juist vorm in sociaal verband en zijn dynamisch. Bovendien kan in een vragenlijst enkel oppervlakkig worden gepeild: vertrouwdheid en ervaring met de materie, achterliggende visies of drijvende krachten achter de houdingen en opvattingen blijven blinde vlekken.


8 december 2007

Resultaten

Lokaal milieuprobleem?

Minder dan de helft van alle respondenten geeft aan dat er sprake is van een milieuprobleem in de woonomgeving: 32 % van de jongeren, 37 % van de moeders van pasgeborenen en 45 % van de oudere volwassenen. Het grootste deel veronderstelt geen lokale milieuproblemen: 68% van de jongeren, 57% van de moeders van pasgeborenen en 47 % van de oudere volwassenen. Dit verschilt duidelijk per regio (bij moeders en oudere volwassenen). Het valt op dat vooral in landelijk gebied en in de fruitstreek er minder vaak door moeders wordt aangeven dat er sprake is van een milieuprobleem, terwijl in havengebied méér moeders aangeven dat er wel sprake van een milieuprobleem is. Bij de volwassenen worden weinig milieuproblemen verondersteld in landelijk gebied en veel in havengebied en rond verbrandingsovens. Respondenten die vinden dat er sprake is van een milieuprobleem in de woonomgeving geven in meerderheid aan dat ze ongerust zijn over de gezondheidsgevolgen: 44 % van de jongeren, 78 % van de moeders en 60 % van de ouderen. De meeste deelnemers (die stellen dat er een milieuprobleem is) noemen vervolgens ook een specifiek milieuprobleem bij naam. Voor een belangrijk deel wordt verwezen naar luchtvervuiling, uitlaatgassen en naar pesticiden. Wanneer men een bron van vervuiling noemt, dan wordt opvallend vaak naar bedrijven gewezen en in mindere mate naar verkeer en particulieren.

Gezondheidsklachten?

Slechts een klein aantal respondenten (3 % van de adolescenten, 5 % van de moeders en 10 % van de volwassenen) legde daadwerkelijk een verband tussen de eigen gezondheidsklachten en specifieke milieuproblemen. Een reden hiervoor zou kunnen zijn dat een verband tussen milieuvervuiling en gezondheidsklachten niet eenvoudig te leggen is: het gaat om een zeer complexe problematiek. Wie gezondheidsklachten benoemde, verwees onder andere naar luchtwegproblemen (in relatie met milieuvervuiling).

Vertrouwen, verantwoordelijkheid en participatie

Drie hoofdgroepen tekenen zich af als het gaat om vertrouwen in informatiekanalen inzake milieuproblemen: het meeste vertrouwenwekkend zijn huisartsen, wetenschappers en milieuorganisaties. Matig vertrouwd worden overheden en de media. Vervuilers en politici genieten weinig vertrouwen. De meeste respondenten uit de bevraagde streken zijn van mening dat de veroorzaker van het aanwezige milieuprobleem moet instaan voor een oplossing. De overheid wordt als tweede verantwoordelijke gezien. En ten slotte is bij alle leeftijdsgroepen de paradox aanwijsbaar tussen het grote belang dat gehecht wordt aan de betrokkenheid van de bevolking bij de ontwikkeling van milieubeleid en de geringe bereidheid om daar zelf aan deel te nemen. Gebrek aan tijd wordt als belangrijkste reden aangevoerd.

2. Geïntegreerd milieu- en gezondheidsbeleid

In dit deel worden enkele beleidsinitiatieven besproken die specifiek de milieu- en gezondheidsproblematiek behandelen. Zowel op Vlaams, Belgisch en Europees niveau worden dergelijke initiatieven genomen.

2.1 Vlaanderen

2.1.1 |||| Steunpunt Milieu en Gezondheid

In 1999 werd naar aanleiding van gezondheidsproblemen in 1997-1998 rond huisvuilverbrandingsovens (Neerlandwijk en Wilrijk) de pilootstudie ‘Milieu en gezondheid’ uitgevoerd. In deze haalbaarheidsstudie werd de methode op punt gesteld om milieuvervuiling op te sporen in mensen (zie ook Biomonitoring: een methode voor inschatting van blootstelling en effect). Hierbij werden regio’s met verschillende milieubelasting met elkaar vergeleken (Vlietinck et al., 2000). Naar aanleiding van de bevindingen werd eind 2000 een ad hoc commissie Milieu en gezondheid in het Vlaams parlement opgericht waarin de verschillende


december 2007 9

actoren op het vlak van milieu en gezondheid aan bod kwamen. Deze commissie lijstte een reeks aanbevelingen op waarvan de voornaamste hieronder vermeld worden (Stuk 740 (2000-2001) - Nr. 1):

� een sterkere integratie van het milieu- en gezondheidsbeleid, door meer samenwerking tussen de betrokken administratieve diensten;

� de invoering van het voorzorgsbeginsel;

� de oprichting van een milieugezondheidskruispuntdatabank;

� een driestapssysteem voor de opvang van milieu- en gezondheidsklachten en voor de communicatie daarover;

� permanente gezondheidsmonitoring;

� milieunormen die ook rekening houden met gezondheidsrisico's;

� aandacht voor het binnenhuismilieu;

� meer aandacht voor kwetsbare groepen zoals kinderen.

Steunpunt Milieu en Gezondheid 2002-2006

Deze aanbevelingen leidden onder andere tot de oprichting van het steunpunt beleidsrelevant onderzoek: Steunpunt Milieu en Gezondheid. Dit steunpunt wordt gevormd door een samenwerkingsverband tussen de universiteiten VUB, KULeuven, UGent, UA, LUC en de universiteit van Maastricht en de instellingen VITO, PIH en het openbaar psychiatrisch ziekenhuis Geel. (http://www.milieu-en-gezondheid.be). Het steunpunt Milieu en gezondheid dat loopt van 2002 tot eind 2006 telt 6 verschillende onderzoeksluiken die elk een aspect van het milieu en gezondheidsonderzoek van naderbij bekijken:

� Luik I: beleidsondersteuning

� Luik II: ontwikkeling van beleidsinstrumenten

� Luik III: surveillance en monitoring

� Luik IV: toegepast milieu- en gezondheidsonderzoek

� Luik V: sociaal en gezondheidseconomisch onderzoek

� Luik VI: methodologie-ontwikkeling

Op 12 mei 2006 werd een nieuwe oproep voor steunpunten van beleidsrelevant onderzoek gelanceerd. Opnieuw werd het onderwerp Milieu en gezondheid opgenomen in de lijst van de steunpunten.

Dit steunpunt past ook in het driestapssysteem voor de opvang van milieu- en gezondheidsklachten en communicatie, ook aanbevolen in de commissie milieu en gezondheid. De Medisch Milieukundigen (MMK’s) bij de LOGO’s vormen de eerste trap van het Vlaams Medisch Milieukundig Netwerk. Zij staan in voor de eerstelijnszorg op het vlak van de medische milieukunde. Zij werken daarvoor in de eerste plaats samen met lokale actoren en belanghebbenden op vlak van gezondheid en milieu (Gemeentelijke milieu-, gezondheids- en huisvestingsdiensten, huisartsen, OCMW’s, lokale actiegroepen …). De tweede trap ondersteunt de MMK's bij complexere problemen zowel logistiek als inhoudelijk. Zowel het Toezicht volksgezondheid (de voormalige Gezondheidsinspectie) als de dienst Milieu en gezondheid, LNE (de voormalige Cel Milieu & Gezondheid, AMINAL) maken deel uit van deze tweede trap. Daarnaast werd in 2001 de derde trap of het ‘Steunpunt Milieu en Gezondheid’ gerealiseerd. Het Steunpunt onderzoekt de relatie tussen gezondheid bij de Vlaamse bevolking en geeft wetenschappelijke ondersteuning aan heel het medisch milieukundig netwerk.

Steunpunt Milieu en Gezondheid 2007-2011

Begin 2007 werd een beheersovereenkomst afgesloten voor het tweede generatie Steunpunt Milieu en Gezondheid (2007 – 2011). Binnen dit tweede generatie steunpunt zal het Vlaams humaan biomonitoringprogramma worden verder gezet. Hierbij zal in belangrijke mate beroep


10 december 2007

worden gedaan op de ervaring en kennis die gedurende het vorige steunpunt 2001-2006 werden vergaard. Het Vlaams humaan biomonitoringprogramma wordt meer uitgebreid beschreven in het hoofdstuk ‘Indicatoren, 2.3.3 Vlaams humaan biomonitoringprogramma’.

Naast het aspect ‘zuivere monitoring’ biedt het biomonitoringprogramma ook de gelegenheid om bepaalde onderzoeksvragen te beantwoorden en onze kennis te vergroten. Het combineert dus zowel surveillance- als onderzoeksaspecten, de laatsten in een reeks van fijner afgestelde deelonderzoeken rond fijn stof en hormoonverstoorders.

In het onderzoek naar fijn stof wordt de nadruk gelegd op het ontwikkelen van een blootstellingsmerker die ook in het biomonitoringprogramma kan worden ingezet. Daarnaast zal het effect van bloedstolling en plaatjesfunctie worden nagegaan bij personen met diabetes. In een aantal deelonderzoeken zal verder de impact worden geschat van fijn stof bij pasgeborenen op o.a. het geboortegewicht. In het onderzoek naar hormoonverstoorders wordt de nadruk gelegd op de verminderde fertiliteit die zowel bij mannen als vrouwen kan optreden tengevolge van verhoogde blootstelling aan zulke verstoorders (organochloorverbindingen, ftalaten, fenolen ...).

Met betrekking tot de vraagbaak en de communicatiestrategie worden de werkzaamheden van het eerste generatie Steunpunt Milieu en Gezondheid verder gezet.

2.1.2 |||| Preventiedecreet

Het recente preventiedecreet1 verankert de milieugezondheidszorg in het gezondheidsbeleid.

Voor wat betreft biotische factoren was dat tevoren ook al het geval, denk daarbij bijvoorbeeld aan de primaire preventie van legionellose. Voor chemische en fysische omgevingsfactoren is dat voor het eerst.

Het decreet geeft de Vlaamse regering de mogelijkheid om initiatieven zoals informeren, het buitengebruikstellen van ziekmakende gebouwen en emissiereducerende maatregelen te nemen voor de preventie van aandoeningen, veroorzaakt door fysische of chemische factoren zowel binnen gebouwen als erbuiten (art. 51) Concreet kunnen bijvoorbeeld streefwaarden voor polluenten vastgelegd worden in de klassieke milieumedia en in de mens (art. 52). Voor deze laatste worden ook grenswaarden vastgelegd als waarden die bij overschrijding aanleiding geven tot een maatschappelijk onaanvaardbare graad van gezondheidsbedreiging voor de bevolking als geheel of voor bepaalde risicogroepen.

Het preventiedecreet gaat uit van een beleid dat gericht is op duurzame ontwikkeling (art. 52). Het voorziet in de mogelijkheid van het informeren van de bevolking in het algemeen en van risicogroepen in het bijzonder, van het nemen van maatregelen om de blootstelling te beperken en de volksgezondheid te beschermen bij overschrijding van de bovenvermelde grenswaarden in de mens.

Dit laatste kan niet alleen voor factoren waarvan de schadelijke invloed op de gezondheid bewezen is maar ook voor die waar de schadelijke invloed waarschijnlijk is op basis van wetenschappelijk onderbouwde gegevens. Het decreet voorziet dus in het hanteren van het voorzorgsbeginsel (art. 53) waarbij voor de waarschijnlijke maar niet bewezen effecten, de maatregelen afgewogen worden tegen onder meer de waarschijnlijkheid van optreden van de vermoede effecten, de ernst van de verwachte effecten, de grootte van de blootgestelde populatie en de verwachte maatschappelijke impact van de effecten en/of maatregelen.

Verder is voorzien in de mogelijke oprichting van een meetnetwerk voor de bewaking van de in de mens gemeten blootstelling en/of voor de bewaking van de effecten van fysische en chemische factoren op de bevolking (biomonitoring). Dit alles met de bedoeling maatregelen

1 decreet van 21 november 2003 betreffende het preventieve gezondheidsbeleid (B.S. 2004-02-03)


december 2007 11

te kunnen nemen om de volksgezondheid te beschermen. Bij de mogelijkheden tot financiering geeft het decreet de mogelijkheid om mee rekening te houden met het principe ‘de vervuiler betaalt’ (art 54) .

Een belangrijk concept in het preventiedecreet is tenslotte het facettenbeleid (art. 55). Dit facettenbeleid zorgt ervoor dat initiatieven kunnen genomen worden door en in alle Vlaamse beleidsdomeinen bij het bestrijden van gevaren van milieufactoren, zelfs als die niet onder gezondheidszorg vallen. Zo kunnen dan bv. vanuit het beleidsdomein Gezondheid mobiliteitsmaatregelen genomen worden (beleidsdomein Mobiliteit) met de expliciete bedoeling (milieu)ziekte ten gevolge van ozonsmog te voorkomen (beleidsdomein Gezondheid), wat tegelijkertijd ook schade aan planten vermijdt (beleidsdomein Leefmilieu).

2.1.3 Het Binnenmilieubesluit

In uitvoering van het preventiedecreet, vaardigde de Vlaamse regering op 11 juli 2004 een Binnenmilieubesluit

2 uit.

Het besluit zet een ambulante dienstverlening op voor gebruikers van publieke gebouwen bv. scholen, bibliotheken, bewoners, eigenaars van woningen, gezondheidsintermediairen en lokale besturen. Indien er bezorgdheid bestaat over een eventuele gezondheidsbedreiging vanuit een binnenmilieu, kan de hulp ingeroepen worden van de medisch milieukundigen bij de Logo’s en de Vlaamse gezondheidsinspectie. Een onderzoek is dan mogelijk waarna, al naargelang het geval, adviezen verstrekt en maatregelen genomen kunnen worden.

Het besluit schuift ook een aantal richt- en interventiewaarden voor bepaalde gezondheids-bedreigende factoren in het binnenmilieu naar voor. De richtwaarde komt daarbij overeen met een kwaliteitsniveau van het binnenmilieu dat zoveel mogelijk moet worden bereikt of gehandhaafd. De interventiewaarde daarentegen komt overeenkomt met een maximaal toelaatbaar risiconiveau dat bij overschrijding aanleiding geeft tot preventieve actie.

2.2 België

2.2.1 NEHAP

Op de tweede interministeriële conferentie van de WGO-EUREGIO te Helsinki, in 1994, nam België het engagement om een nationaal milieugezondheidsplan, een National Environmental Health Action Plan of NEHAP op te stellen. Een werkgroep met vertegenwoordigers van alle Belgische gezondheids- en milieuadministraties van alle gewesten en gemeenschappen en van de federale overheid, heeft het plan tussen 1999 en 2003 opgesteld. In april 2003 werd het NEHAP goedgekeurd door de beleidsmakers in de GICLG

3. Het plan komt tot zeven

uitgewerkte aanbevelingen.

Het Belgische NEHAP telt 3 complementaire documenten. Een eerste document of het referentiekader geeft naast een overzicht van alle instanties die werkzaam zijn in het domein milieu en gezondheid ook een opsomming van alle acties en maatregelen die reeds ontwikkeld zijn. Het tweede document of de synthese bevat de analyse van deze gegevens. De aanbevelingen die volgen uit de analyse in het tweede document zijn terug te vinden in het derde document (aanbevelingen). Er werd ook een ruime raadpleging gehouden over deze drie documenten. De volledige tekst van het Belgische NEHAP is beschikbaar op volgende webstek: http://www.nehap.be Het plan komt tot 7 uitgewerkte aanbevelingen (Tabel 1).

Tabel 1: NEHAP-aanbevelingen

2 Besluit van de Vlaamse regering van 11 juli 2004 houdende maatregelen tot bestrijding van de gezondheidsrisico’s

door verontreiniging van het binnenmilieu

3 GICLG: Gemengde Interministeriële Conferentie Leefmilieu verruimd tot Gezondheid


12 december 2007

1. tot stand brengen van een functionele samenwerking tussen de bestaande milieu- en gezondheidsstructuren kolom

2. ontwikkelen en beheren van databanken voor alle aspecten van milieugezondheid 3. vastleggen onderzoeksprioriteiten voor de relaties tussen milieu & gezondheid 4. ontwikkelen preventiebeleid voor de relaties tussen milieu en gezondheid 5. communiceren over de relaties tussen milieu en gezondheid 6. ondersteunen van de ontwikkeling van opleidingen en specifieke vormingen op het

vlak van de relaties tussen milieu en gezondheid 7. sensibilisatie en educatie op het vlak van de relaties tussen milieu en gezondheid

bron: NEHAP (2003)

Om deze aanbevelingen te concretiseren is de samenwerking tussen de verschillende beleidsniveaus geofficialiseerd in een door de parlementen bekrachtigde samenwerkings-overeenkomst. De daarbij opgerichte nationale cel Leefmilieu-Gezondheid vertaalt de aanbevelingen van het NEHAP in concrete projecten die gezamenlijk door de gemeenschappen, gewesten en federale overheid uitgevoerd worden. Sinds 2004 wordt er in het kader van het NEHAP (het Nationaal Actieplan Leefmilieu-Gezondheid van België) financiële steun geboden aan acties en projecten rond gezamenlijke strategische prioriteiten van de institutionele partners: de federale overheid, de Gewesten en de Gemeenschappen. Er worden verschillende doelen beoogd:

� de gezondheidsdeterminanten scherper in beeld brengen;

� de invloed van deze factoren kwantificeren;

� de verbanden tussen de milieudeterminanten en diverse ziektes blootleggen;

� zicht krijgen op de wisselwerking tussen de determinanten en op de reeks gevolgen van deze determinanten voor de gezondheid.

Deze projecten moeten onder andere voor verdere vooruitgang zorgen in het onderzoek op deze nog door vele onduidelijkheden overheerste gebieden. Hiertoe wordt alle beschikbare know how van zowel wetenschappers, praktijkorganisaties als publieke instanties samengebracht. Zo krijgen de verschillende overheden efficiëntere instrumenten in handen om milieu- en gezondheidsproblemen te voorkomen of gericht aan te pakken.

Eind 2003 keurde de GICLG drie projecten goed: Milieu-gezondheidsindicatoren, Productbeleid en binnenverontreiniging en Steden en vervuiling. Parallel hieraan worden de ozon en gezondheid-boodschappen van coördinatie voorzien.

Milieu-gezondheidsindicatoren

Deze opdracht had tot doel de invoering en de meting van de milieu-gezondheidsindicatoren in België te vereenvoudigen, rekening houdend met de vooruitgang in Europees en internationaal onderzoek.

De eerste fase bestond uit een analyse van de bestaande situatie. Hierbij werd in kaart gebracht wat reeds bestaat of in de maak is, werden een aantal relevant geachte indicatoren geselecteerd en werd getracht met deze indicatoren aan de slag te gaan om de benodigde gegevens te verzamelen of een beeld te krijgen van de problemen die zich voordoen.

De tweede fase stond in het teken van twee casestudy’s rond indicatoren die als prioritair en representatief voor het milieu-gezondheidsbeleid gelden.

In de derde fase werden aanbevelingen voor een actieprogramma gedaan. Hierin werden de gekozen indicatoren gepresenteerd, werd een oplossing voor de problemen uit de analysefase aangedragen en werd ingegaan op de rol van een eventuele permanente overlegstructuur.

De GICLG richtte in juni 2006 de werkgroep Milieu-Gezondheidsindicatoren op.

Steden en vervuiling


december 2007 13

Het project ‘Steden en vervuiling’ vloeit voort uit het Europese project ‘APHEIS’ rond een netwerk van steden, waaronder het Brussels Hoofdstedelijk Gewest voor België. De steun van het GICLG zorgt voor een nieuwe impuls met de toevoeging van twee andere Belgische steden: Antwerpen en Luik. Meer bepaald is het de bedoeling om een monitoringsysteem op te zetten en de gevolgen van blootstelling aan twee soorten stofdeeltjes, namelijk PM10 en PM2,5, te modelleren. Uiteindelijk moet zo het besluitvormingsproces van de deelnemende steden worden versterkt.

Productbeleid en binnenverontreiniging

De strijd tegen binnenvervuiling vormt een prioriteit voor de ministers uit de GICLG. Het project ging van start met een studiedag, waarbij wetenschappelijke deskundigen, vertegenwoordigers van de administraties en mensen uit de praktijk samen een eerste diagnose hebben gesteld. Na deze bijeenkomst werd een lijst met 14 als prioritair beoordeelde stoffen opgesteld en zijn de drie fases van het onderzoek in het buitenland vastgelegd. Dit onderzoek bracht in de eerste plaats het binnenmilieubeleid van 5 als relevant beoordeelde landen in beeld. Ook werd inzicht verkregen in de plaats van het ‘productbeleid’ in de verschillende preventiemaatregelen. Daarnaast werd zoveel mogelijk informatie verkregen over gerichte, al dan niet reeds ingevoerde maatregelen rond de 14 als prioritair beoordeelde stoffen. In juni 2006 richtte de GICLG de werkgroep ‘Productbeleid en binnenhuisverontreiniging’ op.

Ozon en gezondheid

De coördinatie ‘Ozon en gezondheid’ heeft tot doel de maatregelen van de verschillende overheden met elkaar te verbinden en in de praktijk te brengen vanuit de invalshoek van het milieuthema ‘ozon’ of van het gezondheidsthema ‘hittegolven’.

Al in 2004 gaf de GICLG toestemming voor de verspreiding van een folder en de samenstelling van een brochure over ozon onder de titel “Minder ozon, meer lucht”.

In 2005 heeft de GICLG bijgedragen tot de voorbereiding en verspreiding van de gezondheidsboodschappen uit de folder “Ozon en hittegolf. Help alleenstaanden en hittegevoelige mensen” en is de cel geraadpleegd over het plan ”Hittegolf en ozonpieken”.

Sinds 2006 werden op de pagina ‘Ozon en Hittegolven’ van de website van de FOD Volksgezondheid, Veiligheid van de Voedselketen en Leefmilieu een aantal inlichtingen regelmatig gereviseerd en vervolgens aan de burgers en gezondheidszorgbeoefenaars bezorgd of ter beschikking gesteld.

In de volgende jaren werd eveneens met een aantal projecten van start gegaan. Het was ondermeer de bedoeling het NEHAP te evalueren na de helft van de uitvoeringstermijn.

Evaluatie van het NEHAP en de perspectieven

De eerste doelstelling van dit project was de maatschappelijke, wetenschappelijke en beleidsevaluatie van de inhoud en de uitvoering van het NEHAP en de 7 aanbevelingen te realiseren.

De tweede doelstelling was het definiëren van de perspectieven, met name het voorbereiden van duidelijke doelstellingen en prioriteiten op korte, middellange en lange termijn voor een gezamenlijke uitvoering van de aanbevelingen van het NEHAP die SMART (Specifiek – Meetbaar – Aanvaard – Realistisch – Tijdsgebonden) en KISS (Keep It Simple and Short) moeten zijn.

Naar aanleiding van deze evaluatie heeft de cel haar taken tot de volgende essentie teruggebracht:

� ten eerste: het stimuleren, definiëren en opvolgen van de uitvoering en conclusies van de gemeenschappelijke strategische projectbenaderingen die reeds gestart zijn;


14 december 2007

� ten tweede: het coördineren van de Belgische standpunten voor de Europese en internationale vragen of procedures;

� ten derde: het uitwisselen van ideeën en ervaringen in verband met de projecten die eenieder realiseert binnen het kader van zijn eigen bevoegdheden.

Met het oog op de uitvoering van de perspectieven van het NEHAP omvat het mandaat dat aan de cel gegeven is, de uitwerking van gemeenschappelijke doelstellingen en concrete acties in verband met milieu en gezondheid die daaruit voortvloeien voor de periode 2008-2013. Deze projecten zullen gericht zijn op de afname van de incidenties van ademhalingsproblemen, vooral bij kinderen. Daarom zal het impliciete verband erkend worden met bepaalde hart- en vaatproblemen rekening houdend met de verontreinigende stoffen die zullen worden bestudeerd.

Na de integratie van de dimensie ‘kinderen’ in het NEHAP heeft de Cel Leefmilieu-Gezondheid verschillende stappen ondernomen om de Belgische prioriteiten af te bakenen met het oog op de start van de CEHAP-projecten in 2006. In het laatste kwartaal van 2004 heeft de Cel Leefmilieu-Gezondheid de mensen en organisaties uit de praktijk gevraagd naar de in hun ogen belangrijke actielijnen en projecten. Hier zijn verschillende bijeenkomsten aan gewijd. De conclusies van deze enquête en deze bijeenkomsten zijn in het voorjaar van 2005 officieel aan de GICLG gepresenteerd in de vorm van 4 actiepunten:

� binnenluchtvervuiling in de leefomgeving van kinderen (buiten de eigen woning);

� mobiliteit en school: kansen (aantrekkelijk alternatief vervoer …) en knelpunten;

� preventiebeleid voor woningen;

� monitoring van milieu en gezondheid (biomonitoring, epidemiologisch onderzoek, gegevensinzameling …).

De GICLG heeft de Cel verzocht om prioriteiten rond deze 4 actiepunten te formuleren en om in het najaar van 2005 een aantal eerste concrete projectvoorstellen voor te leggen.

POP’s in moedermelk

Het project ‘POP’s in moedermelk’ kadert zeer goed in de uitvoering van de Stockholmconventie over POP’s. Zo’n project weerspiegelt immers de resultaten van de maatregelen die werden genomen om milieuvervuiling en contaminatie van de voedselketen te verminderen, en dient tevens als uitgangspunt voor het bijsturen van prioriteiten. Het project betrof een zeer groot aantal stoffen en had ook aandacht voor mogelijke nieuwe actiedomeinen.

191 moeders verdeeld over Vlaanderen, Wallonië en Brussel stemden in om aan dit project deel te nemen en hebben daartoe een toestemmingsformulier ondertekend, een korte vragenlijst ingevuld en een staaltje moedermelk van 50 milliliter bezorgd. De Belgische resultaten werden aan de Wereldgezondheidsorganisatie bezorgd, die de resultaten later met die van andere deelnemende landen zal vergelijken. Op 9 maart 2007 werd een studienamiddag georganiseerd voor het betrokken wetenschappelijk en medisch personeel.

Oude organochloorpesticiden worden in het algemeen niet meer teruggevonden in moedermelk, met uitzondering van DDT (dat vroeger het meest gebruikt werd, ook binnen in gebouwen), HCB (dat ook als chemisch bijproduct van andere stoffen en als verbrandingsproduct bekend staat), en uitzonderlijk HCH (dat slechts recenter verboden werd). Er dient nagegaan te worden of deze stoffen gewoon meer tijd nodig hebben om helemaal te verdwijnen, of dat er misschien extra maatregelen nodig zouden kunnen zijn.

De dioxinegehaltes zijn weer duidelijk gedaald. Er zijn dan ook grote inspanningen geleverd op het vlak van emissiereductie, het zoeken naar overblijvende bronnen, alsook op het vlak van normering en controle in de voedselketen.


december 2007 15

Voor merker-PCB’s is er ook een duidelijke reductie, dankzij nauwe opvolging. De opruiming van PCB-olie moet binnen afzienbare tijd afgerond worden, met alle nodige voorzorgsmaatregelen voor milieucontaminatie.

Minder duidelijk is de trend voor dioxineachtige PCB’s. De moeilijker meetbare dioxineachtige PCB’s kregen ook pas recenter de volle aandacht, en normen voor dierenvoeders en voedingsmiddelen zijn pas van toepassing sinds eind 2006. Schrootverwerkende bedrijven zijn ook pas relatief recent geïdentificeerd als bijkomende emissiebron. We verwachten dus nog effecten in de toekomst van deze recente maatregelen en bevindingen.

Voor de gebromeerde vlamvertragers PBDE’s zien we geen daling of stijging. De risico’s van deze stoffen zijn nog voorwerp van wetenschappelijke discussie. In ieder geval is de aanwezigheid op zich voldoende reden voor verdere aandacht.

Voor sommige stoffen werd nu voor het eerst de aanwezigheid in moedermelk bij officiële metingen in België vastgesteld. Verdere metingen zijn nodig om tijdstrends te kunnen zien en meer conclusies te kunnen trekken. Voor de geurstoffen muskxyleen en –keton zijn er de laatste jaren toch al beperkingen opgelegd voor parfum en andere cosmetica. Er zijn ook reeds studieprioriteiten omtrent perfluorverbindingen vastgelegd (dit zijn vet- en waterafstotende stoffen die gebruikt worden in interieurstoffen en ook in materialen in contact met voedingsmiddelen). Gebromeerde dioxines zijn nog niet nader bestudeerd.

In het kader van de Stockholmconventie dient een nationaal plan opgesteld te worden met alle acties omtrent reductie van POP’s. Bij het opstellen van dit plan zal, in samenwerking met alle bevoegde overheden in België, rekening gehouden worden met de resultaten en de nodige nadruk gelegd worden op de stoffen die teruggevonden werden in moedermelk. Bij het nationaal plan POP’s horen verschillende soorten acties, zoals wetenschappelijke onderzoeksprojecten, beleidsvoorbereidende monitoring, de uitwerking van wetgeving (nationaal of Europees), controle op de naleving van de wetgeving en sensibilisering. In het algemeen gaat het om het voortzetten van het reeds gevoerde beleid.

Bovendien is het de bedoeling over vier jaar opnieuw een meting uit te voeren om tijdstrends te kunnen volgen.

Project binnenhuisvervuiling in de leefomgeving van jonge kinderen

De algemene doelstellingen van dit project bestaan erin de problemen m.b.t. het binnenmilieu van de crèches te identificeren, concrete oplossingen aan te reiken om hieraan te verhelpen en ondubbelzinnig met de bevoegde instanties te communiceren tijdens de gehele duur van het project. De doelstellingen omvatten meer in het bijzonder:

� De negatieve impact van het binnenmilieu in crèches op de gezondheid van de kinderen te verminderen.

� De sensibilisatie en de preventie rond binnenhuisvervuiling te stimuleren in de leefomgeving van jonge kinderen.

� Ondersteuning van de samenwerking binnen een concreet project tussen Kind & Gezin en het ONE rond de kwaliteit van het binnenmilieu in de crèches en de gezondheid van de kinderen.

Het project start begin september 2007.

Meer informatie over de lopende projecten staat op de website: www.nehap.be

2.3Europa

2.3.1 Interministeriële conferentie Boedapest 2004

In juni 2003 werd in een Europese communicatie een visie over ‘Environment & Health’ voorgesteld (EU, MEMO/03/130). Daarnaast nam men zich voor om tegen juni 2004 een actieplan op te stellen. Dit in volledige samenwerking met alle belanghebbenden. Om dit


16 december 2007

‘Scale’-project (opstelling plan en samenwerking met belanghebbenden) in goede banen te leiden werden volgende structuren opgericht: een adviesgroep of consultative group

4, voor het

opvolgen van het proces en het implementeren van de acties, en verschillende technische werkgroepen. Er werden drie technische werkgroepen opgericht met elk verschillende subgroepen:

� Technische werkgroep ‘indicators and priority diseases‘

subgroep: ‘Environment and health indicators’

subgroep: ‘Childhood respiratory diseases, asthma, allergies‘

subgroep: ‘Neurodevelopmental disorders’

subgroep: ‘Childhood cancer’

� Technische werkgroep ‘Integrated Monitoring‘

subgroep: ‘Integrated monitoring of dioxins & PCB’s’

subgroep: ‘Integrated monitoring of heavy metals’

subgroep: ‘Integrated monitoring of endocrine disrupters’

subgroep: ‘Biomonitoring of children’

� Technische werkgroep ‘Research Needs’

De technische werkgroepen, bestaande uit experts van alle lidstaten (administratie, stakeholder) hadden als doel het opstellen van ‘baseline’-rapporten (http://europa.eu.int/comm/environment/health/finalreports_en.htm). Deze rapporten geven een stand van zaken en beantwoorden zo de vraag ‘Where are we now?’ (‘Waar staan we nu?’). In de rapporten staan ook aanbevelingen voor mogelijke acties (‘Where are we going?’ of ‘Waar gaan we naar toe?’). De rapporten en aanbevelingen werden getoetst aan de ‘consultative group’ (zie hoger) en aan de verschillende belanghebbenden tijdens een stakeholdersmeeting. Begin juni 2004 werd het EU-actieplan (European action plan, 2004) in een finale vormgegoten. Op 25-26 juni 2004 werd in Boedapest op de 4

e ministeriële

conferentie het ‘children’s environment and health plan’ (CEHAPE) goedgekeurd.

Van de volgende vier prioriteiten, aangeduid in dit plan, zijn vooral de laatste drie prioriteiten relevant voor Vlaanderen:

� verminderen van gastro-intestinale aandoeningen (bv. diarree) ten gevolge van gebrek aan zuiver drinkwater en riolering;

� vermijden van ongevallen en promoten van gezonde en veilige lichaamsbeweging;

� preventie en reductie van luchtwegaandoeningen veroorzaakt door binnen- en buitenluchtverontreiniging;

� vermindering van blootstelling aan gevaarlijke chemicaliën (bv. zware metalen) , fysische agentia (bv. lawaai) en biologische agentia en gevaarlijke werkomstandigheden tijdens zwangerschap, jeugd en adolescentie.

Tijdens de 4de

ministeriële conferentie van de WGO-EUREGIO5 te Boedapest, in 2004, werd

nogmaals bevestigd dat veel blootstelling aan milieuvervuiling het gevolg is van slechte woonomstandigheden. Binnen de Verenigde Naties werd dit reeds (h)erkend op de ‘Habitat Agenda’ van Conferentie over Menselijke Nederzettingen te Istanboel, in 1996. Binnen het lopende programma van de Commissie voor Duurzame Ontwikkeling wordt op dit ogenblik gefocust op water, sanitaire voorzieningen en menselijke nederzettingen, inbegrepen de gezondheidsaspecten van woon- en leefomstandigheden. Initiatieven rond ziektepreventie en gezondheidsbevordering moeten het binnenmilieu omvatten.

4 Leden van deze consultative group op volgend document:

http://europa.eu.int/comm/environment/health/pdf/consultative_group_members.pdf


december 2007 17

De invloed van de gebouwde omgeving is, naast levensstijl en sociale omstandigheden, van groot belang voor een gezonde ontwikkeling. Het leefmilieu strekt zich uit tot in de woning zelf. Er moet voldoende aandacht zijn voor ontwikkeling en versterking van een beleid gericht op de specifieke woningnoden van de minst bedeelden, vooral dan die van kinderen, met speciale aandacht voor het huisvestingsbeleid (ruimtelijke ordening, woningontwerp en constructiematerialen). Alle overheden worden niet alleen opgeroepen in het CEHAPE aandacht te hebben voor deze thematiek, maar daarenboven moeten de WGO, de EU en de nationale en lokale overheden, samen, hun verantwoordelijkheid opnemen.

Een volgende Europese interministeriële conferentie ging door in 2007 in Wenen, Oostenrijk ter evaluatie van de doelstellingen uit de Boedapestdeclaratie en het CEHAPE (Children Environment and Health Action Plan for Europe).

Aan deze intergouvernementele conferentie namen naast 50 (van de 53) landen uit de pan-Europese regio, ook een groot aantal vertegenwoordigers uit de NGO-sector, de academische wereld, onderzoeksinstellingen, de bedrijfssector, internationale (VN) en intergouvernementele organisaties en vakbonden deel. Tevens was er een grote afvaardiging van jongeren gedurende de conferentie aanwezig, zij nemen een centrale rol in in de conferentie en het huidige milieu- en gezondheidproces.

De lidstaten rapporteerden bij de ‘kernlessen’ de implementatie van de Boedapestverklaring en actiepunten uit het CEHAPE. De verschillende Regional Priority Goals (RPG) uit het CEHAPE werden behandeld. Volgende transversale thema’s werden hierbij besproken:

� noodzaak voor gedegen identificatie van de omvang en relevantie van de problemen

� noodzaak voor een afgestemde planning, prioriteitsstelling en opvolging van implementatie bij de uitvoering van projecten en studies

� belang van multi-sectorele aanpak en betrokkenheid van stake-holders

� belang van betrokkenheid van kinderen en jongeren

� noodzaak internationale samenwerking

� rol van goed onderbouwd juridisch beleidskader

� communicatie en pleidooi

Een tweede luik van de conferentie vormde de voorbereiding van de volgende ministeriële conferentie van 2009 die zal plaatsvinden in Italië. De conferentieconclusies weerspiegelen de bovengenoemde 7 thematische aandachtsgebieden. Op basis van de opmerkingen van de conferentiedeelnemers wordt het strategische document verder uitgewerkt en zal het dienen als voorbereiding en begeleiding van de Ministeriële Conferentie van 2009.

Indicatoren

1. Verloren gezonde levensjaren (DALY’s): evaluatie van de volksgezondheid

1.1 Wat zijn verloren gezonde levensjaren of disability adjusted life years (DALY’s)

Het aantal verloren gezonde levensjaren ten gevolge van de blootstelling aan verontreinigende stoffen wordt berekend op basis van de epidemiologische en toxicologische kennis over de effecten van luchtverontreiniging op de mens. Het aantal DALY’s is een maat voor het aantal gezonde levensjaren die een populatie verliest door ziekte of vroegtijdige sterfte. In het geval van voortijdige sterfte is één DALY gelijk aan één verloren levensjaar. Voor ziekte wordt de ernst en de duur van de ziekte in de indicator verwerkt. Het aantal DALY’s ten gevolge van ziekte en sterfte door milieufactoren geeft het verlies aan levenskwaliteit weer en kan vergeleken worden met het verlies aan levenskwaliteit door andere factoren.


18 december 2007

DALY’s zijn dus expliciet opgezet om enerzijds op nationaal of regionaal niveau de globale ziektelast die te wijten is aan verschillende oorzaken (ziekte, ongevallen, levensomstandigheden) te meten en te vergelijken. Bij uitbreiding zijn milieugerelateerde factoren voor ziekte of vroegtijdige sterfte eenvoudig en op consistente manier te vatten in DALY’s. Een belangrijke aanzet voor het berekenen van DALY’s voor milieuverstoringen is gegeven in de studie van de Hollander et al. (1999). Het WGO ‘world health report 2002’ neemt milieufactoren mee op in zijn inschatting van de globale ziektelast (Ezatti et al., 2002).

Afhankelijk van de gewenste beleidsdoelstelling kunnen dan verschillende indicatoren ingezet worden: gemeten effecten (het aantal gevallen), berekende DALY's of omgerekende milieuschadekosten.

1.2 Algemene berekeningsmethode van verloren gezonde levensjaren in Vlaanderen

In 2003 werd in een studie (Torfs, 2003) de verloren gezonde levensjaren of DALY’s voor Vlaanderen bepaald. Deze studie was gericht op een meer algemeen gebruik van verloren gezonde levensjaren, of disability adjusted life years (DALY) als indicator voor gevolgen voor de mens in MIRA-T. Op basis van de bestaande kennis over de bepaling van verloren gezonde levensjaren in termen van DALY’s is een methode ontwikkeld om impacts op gezondheid te vertalen in een geschikte indicator. Het model is flexibel zowel in het berekenen van verschillende polluenten en effecten als in het evalueren van alternatieve scenario’s. Onzekerheid en variabiliteit is zoveel mogelijk geïntegreerd in de basisdata. De methode wordt voorlopig toegepast op een aantal verontreinigende stoffen in de lucht.

In 2007 werd op basis van Collier & Stassen de gegevens voor het aantal verloren gezonde levensjaren ten gevolge van blootstelling aan omgevingsgeluid in Vlaanderen aangepast met recente blootstellingsdata (Botteldooren et al., 2005) en recentere wetenschappelijke gegevens m.b.t. blootstellingsresponsrelaties (Miedema et al, 2001; Miedema et al, 2003).

De bepaling van de verloren gezonde levensjaren in Vlaanderen vertrekt van de concentraties van de verontreinigende stof. Voorlopig is de bestudeerde lijst van stoffen beperkt tot enkele milieuverstoringenwaarvan het verband tussen de concentraties, blootstelling en de effecten op de mens te berekenen valt op basis van dosis-effect relaties of kankerrisico’s uit de epidemiologische en toxicologische literatuur. In dit deel wordt gebruik gemaakt van milieudata uit de verschillende themahoofdstukken. We beschouwen bij deze indicator:

� de kankerverwekkende eigenschap van benzeen (zie Verspreiding van vluchtige organische stoffen (VOS));

� de kankerverwekkende metalen arseen, nikkel en de invloed van lood op de ontwikkeling van de hersenen (zie Verspreiding van zware metalen),

� de indicatorstof B(a)P voor de groep van de polyaromatische koolwaterstoffen (zie Verspreiding van producten van onvolledige verbranding (POV’s));

� de invloed van ioniserende straling op het ontstaan van kankers wordt ook meegenomen (zie ioniserende straling);

� de gezondheidseffecten van zwevend stof (PM10) (zie Verspreiding van zwevend stof);

� de gezondheidseffecten van ozon (zie Fotochemische luchtverontreiniging);

� geluidshinder (zie Hinder: Lawaai);

� de potentiële rol van UV-straling op huidkanker (zie Aantasting van de ozonlaag).

Ondanks de beperking tot deze stoffen, blijft de informatie over hun effecten onzeker. Voor andere stoffen waarvan er een vermoeden bestaat dat zij effecten veroorzaken op de gezondheid ontbreekt ofwel de nodige informatie over concentraties en achtergrondniveau’s ofwel een kwantitatief verband tussen concentratie en effect.

De potentiële effecten van de verschillende verontreinigende stoffen worden vervolgens gekoppeld aan een blootgestelde bevolking. Sommige effecten grijpen in op de hele bevolking, andere zijn slechts aangetoond bij subpopulaties, zoals verergering van astma bij


december 2007 19

kinderen, of ziekenhuisopname van ouderen. Het aantal potentiële gevallen of impacts per jaar wordt hiermee berekend. Deze informatie is nog steeds niet in één indicator te vatten, zodat een weging van deze effecten wordt doorgevoerd. Voor elk effect of ziektebeeld is er een wegingsfactor (‘disability weight’) beschikbaar, die de ernst van het effect waardeert. Deze wegingsfactoren zijn beschikbaar in de literatuur en zijn geschikt gebleken voor toepassing in Vlaanderen (Baert et al., 2001; Stouthard et al., 1997). In het kort komt de wegingsprocedure erop neer dat medische expertenpanels een beoordeling maken van een aantal typische gezondheidstoestanden. Andere ziektetoestanden worden daarna geïnterpoleerd. We hanteren hier de gewichten die door Nederlandse en Vlaamse panels van deskundigen zijn afgeleid in het kader van DALY-studies in beide landen. De wegingsfactor voor een bepaalde ziekte houdt rekening met de evolutie van de ernst van de ziekte. De betrouwbaarheid en geloofwaardigheid van de wegingsfactoren is in de Nederlandse studies uitvoerig getest. Het gebruik ervan is vrij robuust gebleken. De variatie van de ernst binnen zijn onzekerheidsinterval veroorzaakt geen belangrijke wijzingen in de rangschikking van de effecten. Voor kleine gezondheidseffecten echter is de variantie relatief gesproken vrij groot. Hier is een juiste bepaling van de ernst veel belangrijker. Daarom is bijkomend gebruik gemaakt van wegingsfactoren uit de Australische global burden of disease (GBD) studie (Mathers et al., 1999). Hinder en lichte luchtwegaandoeningen zijn hiervan een typisch voorbeeld.

Tenslotte wordt de duur van een effect of ziekte verrekend in de methode. In geval het effect van een stof vervroegde sterfte is, wordt de duur van het effect gelijk gesteld aan het aantal verloren levensjaren, die terug te vinden zijn in statistieken over oorzaakspecifieke sterfte. Bij ziekte wordt gebruik gemaakt van cijfers over de gemiddelde duur van de ziekte uit de verschillende studies uit Nederland, Vlaanderen en Australië. Deze methode

� sluit aan bij de internationale ontwikkelingen om DALY’s te gebruiken;

� stelt de beleidsmaker in staat de evolutie en de omvang van milieugerelateerde gezondheidseffecten te volgen;

� is daarom ook zo transparant mogelijk over de gebruikte gegevens, veronderstellingen en onzekerheden. De ontwikkelde indicator is alleszins duidelijker dan oncontroleerbare getallen in de literatuur, waarbij de omvang van de milieuverontreiniging op gezondheid overdreven of geminimaliseerd wordt, en waardoor de geloofwaardigheid ondermijnd wordt van ernstige bewijzen over de invloed van milieu op gezondheid.

Het nut van het schetsen van een jaarlijkse evolutie van deze indicator wordt verder geëvalueerd. In ieder geval heeft deze methode, ondanks de vrij grote onzekerheid, het voordeel dat de milieu-invloed op gezondheid transparanter en objectiever ingeschat wordt. Hierdoor worden oncontroleerbare uitspraken in bv. de media vermeden en verbetert het inzicht over de factoren die ofwel belangrijk zijn en meer aandacht verdienen ofwel zeer onzeker zijn maar potentieel belangrijk en dus meer onderzoek vergen.

Enkele belangrijke beperkingen van de methode mogen niet uit het oog verloren worden:

� De methode maakt enkel gebruik van jaargemiddelde concentraties om een vergelijking van verschillende milieufactoren mogelijk te maken. Voor ozon bijvoorbeeld maskeert dit het effect van hoge ozonconcentraties die slechts enkele dagen per jaar voorkomen. Hiervoor zouden dagelijkse concentraties en gezondheidsdata moeten gebruikt worden. De gevoeligheid van de resultaten aan drempelwaarden waaronder geen effecten voorkomen kan wel gecontroleerd worden.

� De methode hanteert een ruimtelijk gemiddelde concentratie. In de mate van het mogelijke is de variatie op het jaargemiddelde in rekening gebracht.

� De methode is data-intensief, waardoor sommige potentieel belangrijke milieufactoren voor de volksgezondheid niet kunnen bepaald worden. Omgekeerd zijn die polluenten waarvoor veel informatie beschikbaar is, misschien te sterk vertegenwoordigd. De evolutie in het aantal DALY’s in de tijd is weinig variabel, zodat niet alle data jaarlijks hoeven geactualiseerd te worden.


20 december 2007

1.3 Verloren gezonde levensjaren in Vlaanderen

Hieronder wordt een overzicht gegeven van het aantal verloren gezonde levensjaren in Vlaanderen t.g.v. blootstelling aan luchtverontreinigende polluenten en omgevingsgeluid. Zoals reeds eerder vermeld zijn slechts een beperkt aantal polluenten en gezondheidseffecten mee opgenomen in de berekening. De berekening van het aantal DALY’s vereist dat informatie over de blootstelling, de risico’s en de nodige gezondheidsstatistieken gekend zijn. Voor de hier niet besproken stoffen waarvan er een vermoeden bestaat dat zij effecten veroorzaken op de gezondheid, ontbreekt ofwel de nodige informatie over concentraties en achtergrondniveaus ofwel een kwantitatief verband tussen concentratie en effect. Bijkomend onderzoek naar de relatie tussen deze stoffen en de gezondheid in Vlaanderen zal de afhankelijkheid van buitenlandse literatuurbronnen verminderen en zal de onzekerheid op de gebruikte dosis-effect relaties verkleinen. Bovendien kan door bijkomend onderzoek het aantal stoffen uitgebreid worden waarvoor DALY’s bepaald kunnen worden.

In Tabel 2 is voor een aantal verontreinigende stoffen berekend hoeveel verloren gezonde levensjaren zij veroorzaken in Vlaanderen. Voor de vervuilende verontreinigende stoffen en hinder in Tabel 2 is het verlies aan gezonde levensjaren in Vlaanderen 113 000. Deze zijn in hoofdzaak terug te brengen tot hart- en luchtwegaandoeningen, kankers en hinder door omgevingsgeluid.


december 2007 21

Tabel 2: Berekening van het aantal verloren gezonde levensjaren voor de beschouwde milieuverstoringen (Vlaanderen, 2004).

DALY’s (in jaren)

Effect concentratie in µg/m³

(a)

populatie (b)

mediaan

95 % betrouwbaar-heidsinterval

PM10 acute effecten

niet-accidentele sterfte 30,1 totaal 143 22 - 444

ziekenhuisopnames wegens luchtwegklachten

30,1 65+

0,5 0,1 – 2,3 Ziekenhuisopnames wegens hartklachten 30,1 totaal 27 2,5 – 113

Gebruik van bronchodilatoren tegen astma 30,1 astmatische kinderen

6-15 jaar 36 4 – 93,3 prevalentie van acute bronchitis 30,1 kinderen 6-15 jaar 357 0 – 786 PM10 chronische effecten 30,1

incidentie van chronische bronchitis 30,1 25+ 11 466 1 382 – 20 361 PM2,5 chronische effecten niet-accidentele sterfte 15,4 30+ 54 984 8 803 – 100 798 ozon, acute effecten

niet-accidentele sterfte 68,5 totaal 297 36 – 1 084 verminderde activiteitsdagen 68,5 15+ 37 16 – 57 ziekenhuisopname voor luchtwegklachten 68,5 15-64 15 1 – 66 ziekenhuisopname voor luchtwegklachten 68,5 65+ 0,8 0,1 – 3,5 extra astma aanvallen 68,5 astmatici 386 59 – 914 Symptoomdagen 68,5 15-64 0,4 0 – 0,9 UV/stratosferisch ozon melanoom sterfte

(c) 2 % totaal 39 1 – 198

benzeen leukemie sterfte 1,1 totaal 2,2 0,1 – 29,6 benzeen leukemie (niet fataal) 1,1 0,4 0,1 – 1,1 PAK’s (B(a)P) longkankersterfte

(c) 0,6 ng/m³ totaal 25 1 – 112

As longkankersterfte 0,016 totaal 6,9 0,2 – 92,4 Ni longkankersterfte 0,015 totaal 2,0 0,1 – 20,0 Rn longkankersterfte

(c) 35 Bq/m³ totaal 1 946 25 – 12 228 Pb

inhalatie & IQ vermindering 0,16 kinderen 1 jaar, IQ 70 36 6 – 190 ingestie & IQ vermindering

(c) 6 205 µg/jaar kinderen 1 jaar, IQ 70 928 463 – 1 389

geluid

ernstige hinder 42 dB(A) totaal 14 117 1 776 – 53 2011

ernstige slaaphinder 35 dB(A) totaal 15 444 2731 -39 893

hoge bloeddruk (hypertensie) 55-72 dB(A) totaal 9 499 5 150 - 14 130

ischemische hartziekte (IHD) 51-70 dB(A) totaal 820 456 - 1 182

totaal(d) 113 256 58 775 – 173 240

a) Jaargemiddelde concentratie in µg/m³ voor 2004, tenzij anders vermeld, voor PM10 zijn geïnterpoleerde data gebruikt, gewogen aan de bevolkingsdensiteit

b) Populatie waarop het gezondheidseffect van toepassing is c) geen nieuwe informatie voor 2004 d) De som van de medianen is niet gelijk aan de mediaan van het totaal

De gegevens verschillen van de gerapporteerde gegevens daterend voor 2006 omdat in 2007 een actualisatie en uitbreiding van de gezondheidsefffecten door blootstelling aan lawaai gebeurde.

Bron: VITO

Zoals Tabel 3 toont, domineren de effecten veroorzaakt door PM10 en PM2,5 het totaal aantal verloren gezonde levensjaren (74,1 %). De ziektelast kan uitgedrukt worden als een verlies aan 1 567 gezonde levensjaren bij de beschouwde jaarlijkse concentraties van de polluenten per 100 000 inwoners in 2004. Bij een ongewijzigde situatie in de toekomst (gedurende 70 jaar dezelfde concentraties en demografie), is de ziektelast op één mensenleven ongeveer 1,1 DALY’s per persoon. Dit is niet gelijk aan het verlies aan levensverwachting in Vlaanderen van 1,1 jaar, omdat dit cijfer ook ziektes omvat waarvan men kan genezen. Gemiddeld speelt bij een ongewijzigde toestand een inwoner in Vlaanderen iets minder dan een half gezond levensjaar kwijt door de beschouwde set van milieufactoren.


22 december 2007

Tabel 3: Totaal aantal verloren gezonde levensjaren (in DALY’s) door de verschillende milieuverontreinigende polluenten (Vlaanderen, 2004)

(DALY’s) 2002 2003 2004 *, centrale schatting

2004 *, mediaan

Totaal 33 248 (100 %) 35 908 (100 %) 92 429 (100%) 113 256 totaal PM10 & PM2,5 22 300 (67 %) 25 518 (71 %) 68 473 (74,1%) 66 960 totaal ozon 785 (2 %) 879 (2 %) 669 (0,7%) 607 totaal geluid 6 528 (20 %) 6 528 (18 %) 19 151 (20,7%) 40 756 totaal kankerverwekkende

stoffen (uitgezonderd PM10)

2 032 (6 %) 2 009 (6 %) 3 155 (3,4%)

3 164

totaal Pb 1 601 (5 %) 974 (3 %) 981 (1,1 %) 980 DALY/inwoner/jaar 0,006 0,006 0,015 0,019 DALY/inwoner/70 jaar 0,41 0,44 1,1 1,3

* Voor 2004 werd een andere methode gebruikt voor het berekenen van de DALY’s t.g.v. geluid waarbij de gezondheidseffecten ischemische hartziekten en hoge bloeddruk werden opgenomen wat leidt tot een hogere inschatting. De methode voor de impact van PM2,5 werd aangepast in overeenstemming met Europese studies.

Bron: VITO, Collier & Stassen (2007)

In vergelijking met de resultaten in MIRA T 2006 en Torfs (2003), zijn de resultaten voor omgevingsgeluid in tabel 3 driemaal hoger ingeschat in de actualisatiestudie van Collier en Stassen (2007). Deze stijging is voor een groot deel toeschrijfbaar aan de opname van het klinische effect hypertensie (hoge bloeddruk). De hogere DALYs ten gevolge van ischemische hartziekten kunnen verklaard worden door het gebruik van recentere blootstellings-responsrelaties gebaseerd op een meta-analyse van van Kempen en collega’s (2002). De welzijnseffecten hinder en slaapverstoring kenden echter ook stijgingen van respectievelijk 54 % en 65 % ten opzichte van de studie van Torfs. Deze stijging kan verklaard worden door het gebruik van meer nauwkeurige blootstellingsniveaus, berekend op basis van geluidsdrukniveaus toe te wijzen aan transportgeluid op het grondgebied van het Vlaamse Gewest in 2004 (Botteldooren et al., 2005) en de blootstellingsresponsrelaties van Miedema en collega’s (2001, 2003, 2004). In vergelijking met MIRA T 2006 zijn de berekeningen voor PM2,5 aangepast. De impact op levensverwachting door PM2,5 wordt analoog aan andere Europese studies (CAFE) bepaald (zie ook hoofdstuk zwevend stof)

1.3.3 Situering en interpretatie van de berekende milieugerelateerde DALYs in de totale ziektelast in Vlaanderen

Het totaal aantal DALY’s representatief voor de totale ziektelast, zonder verdiscontering voor leeftijd en tijd, voor Vlaanderen bedroeg 1 208 326,41 in 2002 (Baert et al., 2002). De berekeningen die in dit achtergronddocument gepresenteerd worden, zijn evenwel gebaseerd op 2004, maar toch kan een vergelijking met de studie van Baert een indicatie geven van het aandeel van de hierboven beschreven effecten in de totale Vlaamse ziektelast. Deze verstorende factoren nemen een aandeel in van ongeveer 9 % op de totale ziektelast. Dit aandeel is opmerkelijk hoger dan in Nederland. De Hollander (1999) berekende dat ongeveer 5 % van de totale ziektelast uitgedrukt in DALY’s te wijten was aan milieufactoren en omgevingsgeluid.

Uit deze analyse blijkt dat milieufactoren een beduidende rol kunnen spelen in specifieke ziekten. Er is bijkomend studiewerk nodig naar de causaliteit van de milieufactoren, als naar de omkeerbaarheid van de gezondheidsklachten indien de milieufactor weggenomen wordt. Het aantal mensen dat ziek wordt of sterft door luchtverontreiniging is niet gelijk aan het vermijdbaar aantal gevallen. Immers, de basis voor het model van impact assessment is het begrip attributieve gevallen, dat ervan uitgaat dat voor elk geval van ziekte of sterfte één oorzaak voldoende is, maar dat die ziekte bestaat uit verschillende causale componenten. Longkanker bv. wordt bepaald door roken, luchtverontreiniging, dieet, genetische factoren … en deze componenten werken samen om dat ene geval van vroegtijdige sterfte te veroorzaken. Men neemt hierbij aan dat indien een causale component weggenomen wordt ook het sterftegeval niet voorkomt. Dit is onmogelijk vol te houden voor het individu, maar is wel zinvol in een statistische analyse van een populatie en de invloed van de componenten op


december 2007 23

de populatie. De som van alle attributieve gevallen in de populatie kan groter zijn dan het absoluut aantal gevallen, omdat competitieve risico’s hierbij niet in rekening gebracht worden. Hiervoor zijn meer uitgebreide modellen nodig die dit soort wisselwerking tussen causale componenten beter in rekening brengt. Het aantal attributieve gevallen is dus niet gelijk aan het vermijdbaar aantal gevallen. Anders gezegd: een geval van ziekte of sterfte kan door een aanpak op verschillende vlakken voorkomen worden, indien het afhangt van meerdere veroorzakende factoren. Bij een reductie van bv. 50 % van de milieuconcentraties en de blootstelling aan die polluenten die longkanker kunnen veroorzaken, zal het aantal overlijdens door longkanker niet met 50 % dalen. Rookgedrag en andere factoren nemen deels de plaats in van de milieurisico’s.

1.4 Onzekerheid op het resultaat en aanbevelingen voor de toekomst

Ondanks de beperking tot de polluenten en gezondheidseffecten in Tabel 2, blijft de informatie over hun effecten onzeker. Wanneer men de DALY indicator wenst te gebruiken in de prioriteitzetting van verschillende gezondheidsbeïnvloedende factoren, dan moet met de factor onzekerheid rekening gehouden worden. De mogelijke invloed van milieufactoren op de gezondheid kan niet zo exact begroot worden als de impact op de volksgezondheid van specifieke ziekten zoals bv. AIDS (600 DALY’s) of bv. verkeersongevallen (95 000 DALY’s) (Baert, 2001). Het totaal aantal verloren levensjaren ten gevolge van milieuverstoringen in Tabel 2 heeft een spreiding van 58 775 – 173 240 DALY’s.

Niet alle effecten van het milieu op gezondheid kunnen berekend worden, waardoor het aantal verloren gezonde levensjaren op dit ogenblik een onderschatting is van de werkelijke impact. Zo zijn verkeersongevallen met restletsels (ongeveer 95 000 DALY’s volgens Baert et al., 2001) significant belangrijker dan deze groep van polluenten, maar hebben de ziekte van Parkinson (ongeveer 9 300 DALY’s) en AIDS (600 DALY’s) in Vlaanderen minder impact op de volksgezondheid dan deze milieufactoren en is de impact door borstkanker (25 000 DALY’s) vergelijkbaar met deze van de milieufactoren. Dit strookt niet met onze perceptie, en versterkt het argument om deze indicator voor meer ziektefactoren uit te werken. Voor milieufactoren kan er ook nog verder een prioriteitzetting gebeuren indien impacts via bodem en waterverontreiniging ook kan berekend worden. Het aantal DALY’s in Tabel 2 is dus een subtotaal en bijgevolg een onderschatting van de werkelijke impact. Wetenschappelijk onderzoek kan er in de toekomst voor zorgen dat het aantal stoffen en effecten waarvoor DALY’s berekend kunnen worden, uitgebreid kan worden.

Voor de berekening van de mogelijke effecten zijn enkele voorzichtige veronderstellingen gemaakt over de blootstelling en over de risicogroepen in de bevolking. De methode is dus eerder conservatief in het toekennen van attributieve gevallen aan luchtverontreiniging. Bovendien is een deel van de effecten nog niet in rekening gebracht, ervan uitgaande dat sterfte en ernstige morbiditeit slechts het topje van de ijsberg is.

De concentraties van zware metalen, PAKs en benzeen zijn afkomstig van het meetnet van de VMM. De meetposten van deze stoffen zijn meestal in functie van een industriële bron of potentiële verontreiniging gekozen, zodat deze concentraties hoger dan gemiddeld zijn. Er is reden om aan te nemen dat er enigszins overlap is tussen het aantal kankergevallen ten gevolge van PM2,5 en ten gevolge van PAK’s, omdat PAK’s deel uitmaken van fijn stof. Nochtans kan de overlap niet groot zijn (maximaal het totaal aantal kanker ten gevolge van PAK’s). Röösli et al. (2003) heeft op basis van de gekende kankerverwekkende componenten van PM10 aangetoond dat het kankerrisico van PM10 groter is dan de som van de kankerrisico’s van de samenstellende delen. De mogelijke overschatting van effecten van fijn stof is dan te herleiden tot te grote relatieve risico’s uit de epidemiologie of kan toegeschreven worden aan nog onbekende biologische mechanismen. Het eerste wordt steeds minder waarschijnlijk door de uitgebreide set van epidemiologische data die beschikbaar is, de tweede verklaring noopt nog tot voorzichtigheid. Ook in vergelijking met andere studies in de literatuur blijkt dat de benadering eerder conservatief is.

Voor de invloed van UV-straling om de vorming van kanker is een assumptie gemaakt dat 1 % van de melanomen hieraan te wijten is. In literatuur over stratosferisch ozon wordt melding gemaakt van een extra incidentie van 7 huidkankers op 100 000 (0,007 %), op het hoogtepunt


24 december 2007

van het ’gat in de ozonlaag’ waarbij UV straling maximaal is (Fahey et al., 2002). In het licht hiervan is 2 % een absolute bovengrens. Anderzijds zijn andere (minder kwaadaardige) effecten van toegenomen UV-straling niet in rekening gebracht, en dient meer onderzoek hierin duidelijkheid te brengen.

Voor de gekende effecten houdt de methode rekening met recente ontwikkelingen in studies voor de Wereldgezondheidsorganisatie (WGO) (Valent, 2004). Zo is een aanpassing gebeurd voor de inschatting van de neurotoxische effecten van lood. De impact is beperkt tot een zeer kleine groep van kinderen met een laag IQ (70) die de grootste nadelen ondervinden van loodintoxicatie. De WGO acht de impact op deze groep echter veel ernstiger dan eerder ingeschat (Fewtrell, 2003).

De impacts van geluid zijn mogelijk onderschat. Aanbevolen wordt om in de toekomst ook andere welzijnseffecten en ziektebeelden, zoals daling van de cognitieve performantie bij kinderen, gehoorschade, myocardinfarct, Angina pectoris, en psychiatrische verstoringen mee te nemen in de berekeningen als er daaromtrent meer Vlaamse gegevens terug te vinden zijn en er meer wetenschappelijke zekerheid bestaat omtrent de blootstellingsresponsrelaties. Bij toekomstige berekeningen is het bovendien aanbevolen om gebruik te maken van de overeenstemmende geluidsdrukniveaus en relatieve risico’s per geluidsbron om mogelijke overschatting tegen te gaan. Verder zou ook de blootstelling aan industrieel en burenlawaai opgenomen kunnen worden. Tevens kan er voor blootstelling aan luchtvaartgeluid gerekend worden met gegevens die zich niet beperken tot Brussel Nationaal Luchthaven.

Bij het berekenen van deze indicatoren is veel aandacht besteed aan het vastleggen van de juiste achtergronddata. Incidentie en prevalentie zijn in de mate van het mogelijke gebaseerd op Vlaamse data. In het licht van het totaal aantal verloren gezonde levensjaren door milieufactoren zijn kleine veranderingen in incidentie of prevalentie niet doorslaggevend. De globale ziektelast ten gevolge van een polluent of van een groep van polluenten wordt hierdoor niet beïnvloed. Maar er blijft nood aan meer en betere achtergrondgegevens.

Omdat de jaarlijkse berekening van de ziektelast niet significant verschilt van jaar tot jaar ten gevolge van de statistische onzekerheid, en behoorlijk data-intensief is, is deze indicator het meest geschikt voor scenario-analyses (voor de toekomst) of voor meerjaarlijkse evaluaties van de impact op mens.

Een vergelijking met een Nederlandse studie (Knol & Staatsen, 2002) leert dat het zeer belangrijk is de basisdata voor de bepaling van de DALY’s te kennen, alvorens twee studies te vergelijken. Voor zwevend stof is het aantal DALY’s in Nederland in het jaar 2000 begroot op ongeveer 11 000 verloren gezonde levensjaren per miljoen inwoners, terwijl dit voor Vlaanderen omgerekend ongeveer 3 500 DALY’s bedraagt. Het verschil is terug te brengen op de aannames met betrekking tot lange termijn sterfte, waar men in de Nederlandse studie andere epidemologische resultaten hanteert en dit toegepast op de totale bevolking. Wij hebben in MIRA-T gekozen om deze methode te verfijnen en toe te passen op een kleinere deelgroep maar een meer specifieke gevoelige deelgroep van de bevolking. Uniformisering van de methode om de internationale vergelijkbaarheid te vergroten en om het gebruik ervan in het opvolgen van milieu- en gezondheidsbeleid mogelijk te maken.

Is het realistisch om het aantal sterftegevallen door luchtverontreiniging te rapporteren?

Om het probleem en de omvang van luchtverontreiniging door ondermeer zwevend stof (PM10 of PM2,5) eenvoudig voor te stellen, worden de gevolgen van deze milieuverstoring uitgedrukt in het aantal sterftegevallen. Niet alleen is dit een redelijk eenvoudige indicator, het is ook duidelijk om te communiceren. Maar het is niet altijd duidelijk hoe deze cijfers, die vaak uit verschillende internationale studies komen, moeten geïnterpreteerd worden. Vaak is het zelfs niet relevant voor het beleid om deze indicator te gebruiken, omdat het effect niet omkeerbaar is.


december 2007 25

Kan het aantal gevallen bepaald worden?

Epidemiologische studies die speuren naar de relatie tussen luchtverontreiniging en sterfte kunnen ruwweg in twee groepen verdeeld worden. De eerste categorie van studies zijn tijdreeksanalyses waar de dagelijkse variatie van sterfte gekoppeld wordt met de dagelijkse variatie in luchtverontreiniging. Deze studies tonen bijvoorbeeld aan dat het aantal sterftegevallen stijgt bij toenemende daggemiddelde concentraties aan PM10 of 8-uurgemiddelde ozonconcentraties,, al dan niet met een vertraging van enkele dagen. Opgeteld over het hele jaar kan dit geïnterpreteerd worden als het aantal sterftegevallen die te wijten zijn aan PM10. Het is in geen geval extra sterfte maar vervroegde sterfte van vermoedelijk gevoelige mensen. Deze benadering wordt toegepast om de korte termijn sterfte door ozon en PM10 te berekenen in MIRA-T (zie achtergronddocument fotochemische luchtverontreining en verspreiding van zwevend stof). De tweede categorie van studies geeft informatie over de lange termijn effecten van blootstelling aan luchtverontreiniging. De resultaten zijn uitgedrukt in een verschil in de kans op overlijden tussen verschillende populaties te wijten aan een verschil in concentraties waaraan deze populaties zijn blootgesteld. Met deze gegevens kan dan een verandering in levensverwachting berekend worden, die het gevolg is van de blootstelling aan bijvoorbeeld PM2,5. De langetermijnimpact is veel groter dan de korte termijn impact, en ze beide samen gebruiken is eigenlijk een dubbeltelling. Met deze lange termijn studies kan enkel bepaald worden hoeveel levensjaren verloren worden in een populatie door afgenomen levensverwachting, maar niet hoeveel mensen er zullen sterven. Het is onmogelijk uit te maken of er 10 mensen één jaar verliezen, of 1 mens 10 jaar. De volledige impact van luchtverontreiniging kan dus niet gevat worden in een aantal sterftegevallen per jaar.

Is dit aantal door een beleidsmatige aanpak te vermijden?

Uit verschillende studies blijkt dat milieufactoren een beduidende rol kunnen spelen in specifieke ziekten. Er is echter bijkomend studiewerk naar de oorzaak-gevolgrelatie van de milieufactoren nodig, en naar de omkeerbaarheid van de gezondheidsklachten indien de milieufactor weggenomen wordt. Het aantal mensen dat ziek wordt of sterft door luchtverontreiniging is niet gelijk aan het vermijdbaar aantal gevallen. Bij een reductie van bv. 50 % van de milieuconcentraties en de blootstelling aan die vervuilende stoffen die longkanker kunnen veroorzaken, zal het aantal overlijdens door longkanker niet met 50 % dalen. Rookgedrag en andere factoren nemen immers deels de plaats in van de milieurisico’s. Het aantal toewijsbare gevallen, zoals dus bepaald wordt met bepaalde epidemiologische studies is dus niet gelijk aan het aantal vermijdbare gevallen. In het beste geval kan sterfte uitgesteld worden door een aantal risicofactoren weg te nemen. Het is echter aangetoond dat het abrupt verlagen van de luchtverontreiniging, een positief effect heeft op de gezondheid en de levensverwachting doet toenemen (Hedley et al., 2002).

Spreken verschillende studies elkaar tegen?

Op Europees niveau zijn de resultaten van de effecten gezondheid van PM2,5 uitgedrukt zowel in een verlies aan levensverwachting als in het aantal gevallen (Watkiss et al., 2005). Dit laatste leidt dan tot vrij hoge getallen, van de orde van 13 000 gevallen per jaar in België. Dit zou betekenen dat de oorzaak van overlijden voor 13 % van de overlijdens terug te brengen is op PM2,5. Dit is vermoedelijk een overschatting. Een andere studie drukte het effect van PM2,5 dan weer wel uit in verlies aan levensverwachting en kwam uit op 13,4 verloren levensmaanden in België (Amann, 2005). De resultaten in MIRA-T zijn in het algemeen lager. We hanteren in MIRA-T lagere concentraties van PM2,5, in vergelijking met de gemodelleerde Europese resultaten. We gaan ook uit van een kleinere groep in de bevolking die het risico loopt voortijdig te sterven. Dit maakt dat het aantal verloren levensmaanden door PM2,5 in MIRA 1 tot 2 maanden bedraagt (zie AG Verspreiding van zwevend stof).

Bovendien hanteren wij het begrip DALY’s of verloren gezonde levensjaren. Hiermee berekenen wij het effect van sterfte en ziekte door verschillende milieuverstoringen. Dit leidt tot een verlies van ongeveer 5 maanden gezond leven. Hierin zijn de 1 tot 2 maanden verlies aan levensverwachting door PM2,5 vervat.


26 december 2007

De studies spreken elkaar dus niet tegen, maar gebruiken andere veronderstellingen en eenheden, waardoor het vaak een onontwarbaar kluwen wordt. Een eenvormige methode op internationaal niveau, bv. voor de DALY-methode is dus zeker wenselijk.

2. Milieuthema’s en hun invloed op de gezondheid

Elke dag komt de mens in contact met een reeks van milieufactoren. De blootstelling aan deze milieufactoren veroorzaakt verschillende effecten naargelang de wijze van blootstelling, duur van de blootstelling, concentratie, individuele gevoeligheid … Hier wordt eerst een kort overzicht gegeven van de verschillende milieufactoren besproken in de MIRA rapporten en hun effecten op de mens. Gedetailleerde informatie is terug te vinden in het achtergronddocumenten van de verschillende milieuthema’s (http://www.milieurapport.be/AG) Daarna wordt dieper ingegaan op enkele milieuthema overschrijdende aspecten nl. ‘binnenhuismilieu’; ‘de relatie tussen ozon, stof, hitte en mortaliteit’ en ’biomonitoring’.

Blootstelling aan vluchtige organische stoffen (VOS) is voor de mens vooral van belang door de kankerverwekkende eigenschappen van een aantal van de VOS. Benzeen, 1,3-butadieen en vinylchloride zijn gekende carcinogenen waarvoor geen veilige drempelwaarde bestaat. De blootstelling aan benzeen blijkt potentieel verband te houden met verschillende types van bloedkanker van het lymfesysteem (Van Larebeke, 2001). De ademhaling is de belangrijkste blootstellingsweg. Belangrijke bronnen van persoonlijke blootstelling aan benzeen zijn roken en verplaatsingen in het verkeer (vooral het gebruik van wagens) (zie Achtergronddocument AG Verspreiding van VOS).

Persistente organische polluenten of POP’s zijn polluenten die niet snel afbreken. Deze stoffen, die vaak vetoplosbaar zijn, worden bij opname door de mens dan ook niet verwijderd uit het lichaam, maar accumuleren in de vetcellen. Deze stoffen worden dikwijls in verband gebracht met verschillende nadelige gezondheidseffecten zoals kanker, hormoonverstoring, neurotoxiciteit en/of immunotoxiciteit. Enkele voorbeelden van deze stoffen: dioxines, PAK’s, PCB’s, perfluorverbindingen (PFOS) en gebromeerde vlamvertragers (zie Achtergronddocumenten Verspreiding van POV’s, Verspreiding van PCB’s, Verspreiding van gebromeerde vlamvertragers en Verspreiding van Perfluorverbindingen).

Bepaalde zware metalen zijn als sporenelementen noodzakelijk voor het ondersteunen van het biologisch leven. Deze essentiële metalen (bv. Cu, Zn) staan in het menselijk lichaam onder regulatie. Enkele niet-essentiële metalen (bv. Cd, Pb) worden niet gereguleerd in het lichaam en kunnen in lage concentraties tot toxische effecten leiden. In Vlaanderen zijn vooral lood en cadmium van belang. Blootstelling aan lood kan schade veroorzaken aan de maag en ingewanden; bloedarmoede; aantasting van het zenuwstelsel en een verminderde fertiliteit. Cadmiumblootstelling kan naast acute longaantasting bij inademing ook nog schade aan nieren en skelet tot gevolg hebben. Het kan fataal zijn bij chronische ingestie en staat in verband met een verminderde fertiliteit (zie Achtergronddocument Verspreiding van zware metalen).

Bestrijdingsmiddelen hebben per definitie een acute biologisch actieve werking, maar kunnen een brede waaier van chronische effecten, bv. een hormoonverstorende werking, veroorzaken bij niet-doel organismen. Vooral bij gebruikers van bestrijdingsmiddelen (loonsproeiers, landen tuinbouwers ...) is er een reëel blootstellingsrisico. Onoordeelkundige toepassingen zorgen soms ook voor problemen bij de lokale bevolking (bv. vernevelingstoepassingen in de fruitteelt). Er kunnen onrechtstreekse toxische invloeden optreden door de opname van bestrijdingsmiddelenresidu’s via de voeding en het drinkwater en door contact met behandeld hout en textiel (zie Achtergronddocument Verspreiding van bestrijdingsmiddelen).

De kleine deeltjes van het zwevend stof (PM10 en kleiner) kunnen diep in de longen binnendringen en de kleinste deeltjes dringen zelfs door tot in de bloedbaan. Aangezien deze stofdeeltjes vaak ook drager zijn voor toxische stoffen zoals zware metalen en PAK’s, worden deze ook in verband gebracht met luchtwegaandoeningen en cardiovasculaire aandoeningen (zie Achtergronddocument Verspreiding van zwevend stof).


december 2007 27

Naast de dosissen die de mens binnenkrijgt via antropogene bronnen zoals medische onderzoeken, zijn er ook natuurlijke bronnen van ioniserende straling. Zo is er het gas radon. Dit gas dringt vanuit de bodem in de huizen en kan zich daar opstapelen als er onvoldoende verlucht wordt. Blootstelling aan dit gas kan longkanker veroorzaken (zie Achtergronddocument Ioniserende straling).

Aan de hand van de zintuigen (zien, horen en ruiken) is de mens zich gewaar van z’n omgeving. In onze dichtbevolkte omgeving worden deze zintuigen soms overmatig geprikkeld zodat deze hinderlijk worden. Deze hinder van geluid, geur en licht kan tot verschillende effecten leiden zoals stress, verhoogde bloeddruk, nachtelijk ontwaken … (zie Achtergronddocumenten Lawaai, Geurhinder en Lichthinder).

Het aanrijken van grondwater en bodem met nutriënten (vermesting) stellen voor de mens vooral problemen door een verhoogde opname van nitraat via putwater en groenten. De twee belangrijkste nadelige effecten van een te veel nitraat in de menselijke voeding zijn:

� risico op methemoglobinemia bij kinderen (blauwzucht bij baby’s)

� het bevorderen van de vorming in het menselijk lichaam van kankerverwekkende verbindingen

Het verband tussen de opname van nitraat via voeding of water en het voorkomen van deze aandoeningen is nog niet eenduidig gekend. Daarnaast groeit meer en meer het besef dat andere stoffen zoals medicatie ook via deze weg in het milieu terecht kunnen komen (zie Achtergronddocument Vermesting).

De verzurende stoffen stikstofoxiden (NOx), zwaveldioxiden (SO2) en ammoniak (NH3) werken in op de luchtwegen, wat gevolgen heeft voor de ademhalingsfuncties. De verzuring van oppervlaktewater en bodem leidt tot aanrijking van grond-, drinken putwater met nitraat en met zware metalen met een verhoogde blootstelling van deze stoffen bij consumptie van putwater als resultaat (zie Achtergronddocument verzuring).

Tijdens zonnige warme dagen ontstaat door fotochemische reacties ozonsmog (of fotochemische luchtverontreiniging). Deze hoge ozonconcentraties veroorzaken oog-, neus- en keelirritaties, een vermindering van de longcapaciteit, ontstekingen en een overgevoeligheid van de luchtwegen (Zie Achtergronddocument Fotochemische verontreiniging).

Alhoewel ozon in de onmiddellijke leefomgeving van de mens schadelijk is, is ozon op grote hoogte in de atmosfeer onmisbaar voor het leven op aarde. Deze laag ozon (de ‘ozonlaag’) op deze grote hoogte houdt namelijk de gevaarlijke UV-straling tegen. Door de aantasting van de ozonlaag (het ‘gat’ in de ozonlaag) komt de belangrijkste functie van de ozonlaag, in het gedrang. Gevolgen van UV-straling op korte termijn zijn zonnebrand en sneeuwblindheid. Op lange termijn zorgt een verhoogde blootstelling aan UV-licht ook voor een verhoogd risico op huidkanker. Effecten op het immuunsysteem moeten nog verder onderzocht worden. Belangrijkste oorzaak van huidkanker is een overmatige blootstelling aan UV-straling. Naast verminderde filtering van UV-licht door de afbraak van de ozonlaag, is ook een gewijzigd zonnegedrag verantwoordelijk voor overmatige blootstelling (zie Achtergronddocument Aantasting ozonlaag).

Klimaatverandering is een globaal verschijnsel dat op verschillende aspecten in het leven van de mens een sterke invloed heeft. Door het wijzigen van het klimaat zijn er een aantal negatieve gevolgen te verwachten: verminderde opbrengsten voor de landbouw in tropen en subtropen, verminderde beschikbaarheid van water in waterarme gebieden in de subtropen, hogere blootstelling aan malaria en cholera, hogere mortaliteit t.g.v. hitte, verhoogd risico op overstromingen door zware regenval en stijging van het zeeniveau en een hogere energieconsumptie voor koeling in de zomer. Daarnaast kunnen ook enkele positieve effecten optreden: hogere opbrengsten voor de landbouw in gematigde gebieden, stijging van de mondiale houtopbrengst uit goed beheerde bossen, stijging beschikbaarheid van water in droge gebieden in Zuid-Oost Azië, daling van de mortaliteit door koude in de gematigde en


28 december 2007

koude streken en lagere energieconsumptie voor verwarming in de winter (zie Achtergronddocument Klimaatverandering).

In Vlaanderen wordt het oppervlaktewater niet zonder behandeling gebruikt voor de drinkwater voorziening. Op de plaatsen waar oppervlaktewater gebruikt wordt voor de productie van drinkwater zullen de kosten voor het zuiver maken van het water hoger zijn naarmate het ruwe water meer en meer vervuild is. De mens komt wel in contact met oppervlaktewater tijdens waterrecreatie. Zo is er bij het zwemmen in vervuild water meer kans op gastro-intestinale klachten (diarree) (zie Achtergronddocument Kwaliteit oppervlaktewater). Ook zwemmen aan de kust in strandwater van mindere kwaliteit kan leiden tot gastro-intestinale klachten (zie achtergronddocument Kust en zee).

Een gevolg van de verstoring van de waterhuishouding zijn overstromingen door het versneld afvoeren van hemelwater bij hevige regenval. Overstromingen gaan vaak gepaard met menselijk leed zoals verdrinkingsgevallen en evacuaties / beschadiging van de woning. Ook kan het drinkwater besmet raken, waardoor aanvoer van vers drinkwater nodig is (zie Achtergronddocument Verstoring van de waterhuishouding).

Bij gevallen van bodemverontreiniging is de sanering dringend omdat de gezondheidsrisico’s voor de mens (o.m. via het drinkwater of de voedselketen), de risico’s voor het ecosysteem of de verspreidingsrisico’s te groot zijn. Daarnaast kan de mens ook blootgesteld worden aan een hele reeks milieugevaarlijke stoffen door het inademen van verontreinigd bodemstof. Het afspoelen van de bodem (bodemerosie) kan leiden tot modderoverlast (zie Achtergronddocument Bodem).

Voor de mens is het vooral de leefkwaliteit van een gebied en de kwaliteit van waarneming die wordt beïnvloed door versnippering namelijk een gevoelige vermindering van de belevings-waarde van het landschap door bepaalde vormen van versnippering (zie Achtergronddocument versnippering).

Afvalstoffen en het beheer ervan brengen hinder en risico’s mee voor de mens. Zwerfvuil en sluikstorten tasten het welzijn aan. Verschillende afvalstoffen zijn gevaarlijk wanneer onzorgvuldig behandeld en beheerd (bv. kwikdamplampen, scheikundige producten, virussen en bacteriën in biologisch afval). Afvalverbranding wordt vaak geassocieerd met gevaren voor de menselijke gezondheid. Vooral de potentiële uitstoot van kankerverwekkende stoffen zoals dioxines verontrusten de omwonenden Tevens rijst er ongerustheid over een verhoogde blootstelling van de mens aan bacteriën en kiemkrachtige schimmels tengevolge de selectieve inzameling van GFT. Mensen maken zich ook steeds meer zorgen over de gezondheidseffecten van het storten van afval op stortplaatsen, vooral zij die dichtbij stortplaatsen wonen waar gevaarlijk chemisch afval wordt gestort (zware metalen, solventen en pesticiden) (zie Achtergronddocument Beheer van afvalstoffen).

Het stedelijk gebied is een door bebouwing overheerst gebied met een veelheid van activiteiten, functies en mensen op een intens verweven en gegroepeerde wijze. Door deze concentratie van activiteiten, zijn ook de milieuproblemen en hun gevolgen voor inwoners en bezoekers van de steden geconcentreerd (bv. hinder door lawaai en gezondheidseffecten van luchtverontreiniging) (zie Achtergronddocument Stedelijk milieu)

Onder niet-ioniserende straling vallen de extreem lage frequenties, de intermediaire frequenties, de radiofrequente straling en ultraviolette straling en infrarood licht. Bekendste bronnen hiervan zijn zijn de hoogspanningslijnen en zendinstallaties voor mobiele communicatie. Bij extreem lage frequenties (bv. hoogspanningslijnen) wordt verwezen naar de gevonden relatie tussen leukemie bij kinderen en een blootstelling hoger dan 0,4 µT. Deze concentraties worden teruggevonden in de buurt van hoogspanningslijnen. De elektromagnetische velden uitgezonden door zendmasten voor mobiele communicatie en omroep veroorzaken een verwaarloosbare opwarming van het menselijk lichaam. Daarnaast is er ook sprake van niet-thermische biologische effecten waarvan verder onderzoek nog moet leiden tot definitieve besluiten hierover (Zie Achtergronddocument niet-ioniserende straling).


december 2007 29

Bij het gebruik van genetisch gemodificeerde organismen in de landbouwsector en de consumptie hiervan, worden allergische reacties op deze producten en mogelijke gevaren van het inbouwen van antibioticaresistentie als controle in deze organismen vooral als problematisch aanzien (zie Achtergronddocument Gebruik van GGO’s).

2.1 Binnenmilieu

De mens brengt gemiddeld 85 % van zijn tijd binnenshuis door, hetzij in de eigen woning, hetzij in kantoorgebouwen, scholen, winkels en andere binnenruimten. Het is daarom niet verwonderlijk dat onze levenskwaliteit in belangrijke mate door het binnenhuismilieu wordt bepaald. Dit binnenmilieu kan worden omschreven als het geheel van factoren en omstandigheden die ons binnenshuis omgeven (Van Nostrand, 1976). Het binnenmilieu wordt dus bepaald door fysische (straling, geluid, vocht …), chemische (gassen, stofdeeltjes …) en biologische factoren (huisstofmijt, pollen …) waaraan wij kunnen blootstaan, zowel als door andere factoren zoals de beschikbare ruimte of het al dan niet aanwezig zijn van vensters, enz. Ook deze bepalen onze levenskwaliteit en derhalve onze gezondheid. Gezondheid wordt immers door de wereldgezondheidsorganisatie gedefinieerd als een toestand van compleet fysisch, mentaal en sociaal welzijn en niet alleen als de afwezigheid van ziekte, zwakheid of lichamelijk gebrek (WGO, 1946). In het eerste deel worden echter uitsluitend aspecten van het binnenhuismilieu die zijn gekoppeld aan woningen en die te maken hebben met onze fysieke gezondheid behandeld.

Het binnenmilieu, zelf inzake aandacht vanuit de wetenschap en het beleid tot voor kort het kleine broertje van het buitenmilieu, is uiteraard breder dan de woning. Ook publieke gebouwen zijn ruimten waar mensen vaak in vertoeven buiten de arbeidssfeer. We denken dan aan scholen, sporthallen, zwembaden, bibliotheken. Alhoewel de medisch milieukundige inschatting van het binnenmilieu duidelijk breder is dan de blootstellingsroute lucht en chemische polluenten – denk aan de geluidsdruk in sommige indoorkarting hallen, het infectierisico in slecht gedesinfecteerde baden – gaat de aandacht van deze bijdrage toch vooral uit de lucht

Hieronder wordt eerst een overzicht gegeven van de verstorende factoren die het binnenmilieu in woningen beïnvloeden. Waarna de luchtkwaliteit in zwembaden verder bekeken wordt. Tot slot wordt dieper ingegaan op koolstofmonoxidevergiftiging in Vlaanderen.

2.1.1 Verstorende factoren die ons wooncomfort kunnen beïnvloeden

In hoofdzaak tien verstoringen van het binnenmilieu van woningen worden aangegeven die alle invloed hebben op het wooncomfort en derhalve hinder of ziekte kunnen veroorzaken. De belangrijkste factoren die de kwaliteit van het binnenmilieu bepalen worden in Tabel 4 weergegeven, tezamen met de hiermee geassocieerde gezondheidsklachten. Hieruit valt op te maken dat de gezondheidseffecten die door de diverse bronnen in het binnenmilieu worden veroorzaakt vooral gerelateerd zijn naar het ademhalingsstelsel. De meeste verstoringen van het binnenmilieu hebben nl. een invloed op de binnenluchtkwaliteit. Via de ademhaling komen wij dus in contact met diverse polluenten. Dit betekent dat de neus, keel en longen (tezamen met de ogen) de eerste en wellicht meeste schade ondervinden (in eerste instantie irritatie, gevolgd door allergische reacties en ontstekingen). Via de longen worden polluenten, afhankelijk van hun water- of vetoplosbaarheid en hun biochemisch gedrag echter ook opgenomen in het bloed en zo naar andere organen getransporteerd. De luchtwegen worden dus preferentieel aangetast, maar andere organen kunnen evengoed hinder of schade ondervinden van de blootstelling aan indoor-polluenten. Deze effecten hangen uiteraard af van het doelwitorgaan, de karakteristieken van de verontreinigende factor en diens concentratie. Neurotoxiciteit, genotoxiciteit, reprotoxiciteit of carcinogeniciteit behoren tot de mogelijke gevolgen.

Soms kan die hinder of schade aan een gekende factor (of factoren) van het binnenmilieu worden geassocieerd. In dit geval spreekt men van het ‘Building Related Syndrome’. De klachten zijn in vele gevallen niet reversiebel. Asbestose als gevolg van blootstelling aan asbest uit bouwmaterialen is daar een voorbeeld van. Wanneer de oorzaak voor de gezondheidsklachten niet is gekend maar wel aan het binnenhuismilieu schijnt te kunnen


30 december 2007

worden toegeschreven spreekt men van het ‘Sick Building Syndrome’. Hier gaat het om klachten die in principe bij meer dan 20 % van de populatie van een gebouw of woning voorkomen en die verdwijnen wanneer het gebouw verlaten wordt. De symptomen van het ‘Sick Building Syndroom’ kunnen divers zijn en omvatten oog, neus- en keelirritatie, hoofdpijn, vermoeidheid, concentratieverlies, neusbloedingen, misselijkheid, e.d. meer.

De meeste verontreinigende factoren die in het binnenmilieu kunnen voorkomen zijn het gevolg van de menselijke activiteit. Interne bronnen (binnenshuis geproduceerd) zijn het koken, verwarmen, renoveren, de gebruikte bouwmaterialen, het meubilair, het roken, de apparatuur in huis enz.. Externe bronnen zijn bv. uitlaatgassen van auto’s en industrie, grondwaterverontreiniging en geluid van buiten de woning. De locatie van de woning (bv. in radon rijke gebieden of nabij een verontreinigende industrie), de ventilatie en andere factoren kunnen de ernst van de binnenhuisverontreiniging in meer of mindere mate beïnvloeden.

In Vlaanderen en België bestaan voor het merendeel van de binnenhuispolluenten geen wettelijke grenswaarden omdat het binnenhuismilieu behoort tot de persoonlijke levenssfeer. Dit betekent dat iedereen in feite zelf bepaalt welke risico’s men al dan niet kan nemen (al dan niet roken, al dan niet ventileren enz.).

De verschillende factoren die bijdragen aan de binnenhuisluchtkwaliteit en in meer of mindere mate de gezondheid kunnen beïnvloeden worden hierna wat verder toegelicht. Voor een meer gedetailleerde beschrijving wordt echter verwezen naar de referentielijst.


december 2007 31

Tabel 4: Factoren die de kwaliteit van het binnenhuismilieu bepalen en hun mogelijke gevolgen op de gezondheid.

verstoring binnenmilieu effect organische stoffen � alifatische alkanen, cycloalkanen, aromatische

koolwaterstoffen, benzeen, tolueen, xyleen, gechloreerde alifatische koolwaterstoffen, gechloreerde benzenen, enz.

� oplosmiddelen

� remmend op centraal zenuwstelsel → hoofdpijn, lusteloosheid, duizeligheid, bewusteloosheid. acute blootstelling aan vrij hoge dosissen: lever en nierbeschadiging.

� irriterend voor huid, neus, keel of ogen.

verbrandings-producten

� gassen of partikels afkomstig van brandende materialen, brandstoffen, rookwaren: − CO

− NO/NO2 − SO2

� partikels (roet) waaraan andere polluenten aangehecht

zijn: PAK’s; houtkachel, lassen/solderen, verbrandingsmotoren (grasmaaiers, auto), tabaksrook

− verminderd zuurstoftransport (effecten op hart, centraal zenuwstelsel, foetus).

− luchtwegaandoeningen, astma, bronchitis. − neusloop, hoesten, pijn in de ogen.

� diverse metabolieten hebben mutagene of carcinogene werking.

stof � in de lucht zwevende deeltjes (aërosols) als gevolg van het roken, verbrandingsprocessen, stoffering, plantaardige sporen, dierlijke uitwerpselen, koken, …

� acute ontstekingsreacties in longweefsel, chronische bronchitis → allergie en kanker (PAK’s).

asbest en andere minerale vezels

� asbest � rotswol, glasvezels

� asbestose en kanker. � voorbijgaande irritaties, ontstekingen van de huid, ogen en

luchtwegen. lood en kwik � lood (via lucht, drinkwater, verf, stof, vernis …)

� kwik (schimmelwerende latex, batterijen, TL- en

spaarlampen, thermometers …)

� ophoping in het skelet. Effect op bloedaanmaak, zenuwstelsel, nieren, Vitamine D metabolisme, ontwikkeling.

� ophoping in de nieren, bloed en hersenbarrière. Neurologische aandoeningen.

radon � vroeger in bouwmaterialen of via de bodem � radioactief gas dat bij ademhaling tot longkanker kan leiden. niet-ioniserende

stralen � magnetische velden van extreem lage frequenties (ELF)

–hoogspanningslijnen en elektrische apparatuur � mogelijk verhoogd risico op leukemie bij kinderen (statistische

significantie vastgesteld vanaf 0,4µT(6)

)

6 µT of microtesla; dit is een maat voor de magnetische inductie B (komt grotendeels met het magnetisch veld H overeen)

Milieu,mens en gezondheid Achtergronddocument

32 december 2007

� Radiofrequente straling – met inbegrip van straling van Gsm toestellen en hun basisantennes, microgolfovens, radar, enz.

� thermische effecten kunnen talrijke effecten op de gezondheid verklaren. In het binnenmilieu zijn de velden normaal te zwak om daartoe te kunnen leiden. Niet thermische effecten (zwakke blootstelling) staan nog steeds ter discussie.

ionen � gevormd door ionisatie van aanwezige gassen (Rn, halogeenlampen, TV-toestellen, roken, ionisatoren …)

� zo goed als geen aanwijzingen voor gezondheidsproblemen. De ‘heilzame’ werking van ionisatoren staat wel ter discussie.

biologische agentia � huisstofmijt (eischalen, uitwerpselen, huid) � schimmels (mycotoxines) � bacteriën � insecten � huisdieren

� allergieën, astma � allergieën (aflatoxine: kankerverwekkend) � infectieziekten, allergieën, diarree, buikkrampen � allergische rhinitis, astma � allergieën (honden, katten, veren van vogels) parasitaire wormen,

vlooien van honden en katten fysische factoren � temperatuur

� vocht en luchtvochtigheid

� algemene verzwakking (verkoudheden) bij onaangepaste temperaturen. Bij hoge temperatuur is men gevoeliger t.o.v. allerhande polluenten.

� pijnversterkend bij reumapatiënten en astmalijders. Hoge luchtvochtigheid bevordert de aanwezigheid van biologische agentia zoals schimmels en micro-organismen.

� lage luchtvochtigheid: elektrostatische oplading, irritatie van slijmvliezen van keel, neus en ogen.

kunstlicht � flikkering van een fluorescentielampen leidt tot vermoeidheid; te hoge of te lage lichtintensiteit tot hoofdpijn en brandende ogen.

stank � geurhinder bij overschrijding van de detectielimiet (mentale gezondheid- welbevinden) of toxische effecten (hoofdpijn, misselijkheid, irritatie, ademhalingsstoornissen).

geluid � van verkeer, nacht- en burenlawaai tot het geluid van huisdieren of apparatuur; bv. wasmachine

� hinder die kan leiden tot hoofdpijn, stress, slapeloosheid en andere symptomen.

ventilatie � beïnvloedt de indoor luchtverontreiniging zowel als vocht en temperatuur.

In deze tabel wordt geen rekening gehouden met de aard van de aanwezige stoffen en de concentratie. Deze twee factoren zijn echter van belang bij het ontstaan bij de vermelde effecten.

Bron: VITO

Achtergronddocument MIlieu, mens en gezondheid

december 2007 33

Organische stoffen

Organische stoffen zijn opgebouwd uit koolstof (C) en waterstof (H). Bijkomend kunnen ze zuurstof, stikstof, chloor, broom, jodium, fluor en zwavel bevatten. Er bestaan enorm veel organische stoffen die kunnen voorkomen in binnenlucht, o.a. als gevolg van activiteiten zoals schilderen, modelbouw, verven, lakken, lijmen, behangen, bekleden van vloeren, gebruik van schoonmaakmiddelen, insecticiden, het vrijkomen van bepaalde stoffen uit meubilair enz. Bouw en renovatie staan als aparte activiteit omdat blootstelling aan polluenten kan optreden tijdens de werken maar ook nog later wanneer de gebruikte materialen vrijkomen (verven, lijmen, spaanderplaat, isolatiematerialen …). We wezen er reeds op dat de locatie van de woning ook bepalend kan zijn, o.a. wanneer bedrijfsactiviteiten in de nabije omgeving van de woning tot extra verontreiniging kunnen leiden (wasserijen, verfspuiterijen, drukkerijen, enz.). De meeste van de organische stoffen waarvan hier sprake zijn vluchtig en worden daarom als ‘VOS’ (vluchtige organische stoffen) aangeduid. Het belang van deze VOS ligt niet alleen in hun diversiteit en mogelijke schadelijke biologische effecten maar ook in het feit dat studies hebben aangetoond dat de binnenhuisconcentraties vaak ver boven de buitenluchtconcentraties van deze stoffen uitstijgen (Crump et al., 2002). Omwille van hun grote verscheidenheid is het hier niet mogelijk een volledig overzicht van deze organische verontreinigende stoffen te geven. Hiervoor kan verwezen worden naar gespecialiseerde naslagwerken bv. Salthammer et al., 1999. Een voorbeeld van de diversiteit van VOS in binnenshuis voorkomende materialen of toestellen wordt in Tabel 5 en Tabel 6 weergegeven

Tabel 5: Materialen en hun typische emissieproducten

materiaal (bron) typische emissieproducten kleefstoffen alcoholen, amines, benzeen, decaan, dimethylbenzeen, ethylbenzeen,

formaldehyde, limoneen, octaan, tolueen, xylenen dichtingsproducten alcoholen, alkanen, amines, benzeen, dietylbenzeen, ethylbenzeen,

methylethylketon, xylene tapijt n-dodecaan, 2-ethylhexanol, formaldehyde, 4-methylethylbenzeen, n-

propylbenzeen, styreen, 1,2,4-trimethylbenzeen, n-undecaan spaanderplaat amines, 3-careen, ethylbenzeen, formaldehyde, n-hexaan, limoneen,

pentanol, propanol, propanon, propylbenzeen, terpeen gordijnstof tolueen, formaldehyde vloer en muurbedekking amines, alkanen, C3-benzeen, C4-benzeen, butanol, 2-butanon,

diethylbenzeen, ethylacetaat, formaldehyde, isopropylbenzeen, methylstyreen, xyleen

verf (solventbasis) C4 benzeen, 2-ethoxyethanol, 2-ethoxyethylacetate, isopropylbenzeen, limoneen, propylbenzeen, tolueen beitsmiddelen en vernis: amines, benzeen, decaan, formaldehyde, heptaan

vinyl behangpapier amines, decaan, formaldehyde, 1,2,4-trimethylbenzeen, xylenen C3-benzeen; C4- benzeen: benzeenring met een groep op het resp. 2e of 4e koolstofatoom.

bron: Goelen et al. (2003)


34 december 2007

Tabel 6: producten en hun typische emissieproducten

product of toestel (bron) typische emissieproducten PC en schermen n-butanol, 2-butanon, 2-butoxyethanol, caprolactam, cresol,

dimethylbenzeen, 2-ethoxyethylacetate, ethylbenzeen, heptadecaan, fenol, tolueen, xyleen

printers, fotokopieertoebehoren

ammoniak, benzaldehyde, benzeen, ethylbenzeen, isopropanol, methylmethacrylaat, nonanal, ozon, styreen, terpeen, tolueen, trichloroethyleen, xylenen

krantenpapier

tolueen, xyleen, pineen

tijdschrift formaldehyde, tolueen, pentanal, hexanal, nonanal, alifatische koolwaterstoffen (C8-C18)

elektrisch scheerapparaat 1-ethoxy-2-propanol, cyclohexanon, tolueen, naftaleen, methylnaftaleen (isomeren), C3-C4 benzeen, alifatische koolwaterstoffen, BHT (2,6-di-tert-butyl-4-methylphenol).

draagbare CD-speler tolueen, C2-C4 benzeen, cyclohexanon, 2-ethyl-1-hexanol insecten verdelger alifatische koolwaterstoffen (C4-C12), vertakte alkanen,

cycloalkanen, tetramethrine, d-fenotrine, piperonyl butoxide luchtververser alfa-pineen, limoneen, myrceen, linalool, nonanal, alfa-

terpineol, decanal, ocimeen, linalyl acetaat lederboenmiddel 2-propanol, alifatische koolwaterstoffen, vertakte alkanen schoensmeer alifatische koolwaterstoffen, vertakte alkanen, cycloalkanen,

C2-C4-benzeen

C2-C4-benzeen; C3-C4-benzeen: benzeenring met een groep op resp. 2e en 4e koolstofatoom en 3e en 4e koolstofatoom.

Bron: Goelen et al. (2003)

Een belangrijke groep vormt de aldehyden met het kiemdodend formaldehyde als meest bekende vertegenwoordiger. Formaldehyde komt o.a. vrij uit spaanplaat en andere houtproducten zoals parket en meubelplaat, glaswol, woningtextiel en verbrandingsprocessen. Ook belangrijk zijn benzeen, tolueen, ehtylbenzeen en xylenen (BTEX) die samen voorkomen en uit diverse materialen in huis kunnen vrijkomen. Een belangrijke bron van benzeen is bovendien het roken. Tolueen vindt vele toepassingen als oplosmiddel en komt aldus veelvuldig voor in veel materialen.

Eveneens aanwezig in het binnenmilieu zijn de biociden (insecticiden, herbiciden, fungiciden maar ook houtbeschermingsmiddelen), polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAK’s; in tabaksrook, en als gevolg van allerhande verbrandingsprocessen, kaarsen, barbecue, e.d.), polygechloreerde biphenylen (PCB’s; bv. in transformatoren, verf en vernis met vlamvertragers) en dioxinen (open haard, producten die PCB’s bevatten). Deze hebben een lage dampspanning en zijn daarom vooral aanwezig als afzetting op oppervlakken of stof.

Er bestaat dus een schier oneindige lijst van organische stoffen die in het binnenhuismilieu in meer of mindere mate kunnen voorkomen. Hoe belangrijk ze zijn in termen van menselijke gezondheid is uiteraard afhankelijk van hun concentraties en die is afhankelijk van de buitenluchtconcentratie, ventilatie, het seizoen, het recent gebruik van verven, het rookgedrag, de frequentie van gebruik van boenwas en andere producten ... Door de veelheid van deze stoffen is het nagenoeg onmogelijk een individueel overzicht te geven van de effecten op de gezondheid. Daarom worden de gezondheidseffecten alleen in zeer algemene termen weergegeven. Algemeen kan men stellen dat vluchtige organische stoffen die in het binnenmilieu voorkomen een remmend effect hebben op het centraal zenuwstelsel wat zich kan uiten in onder meer hoofdpijn, lusteloosheid, duizeligheid en bewusteloosheid. Vele van deze stoffen zijn bovendien irriterend voor huid, neus en ogen. Andere effecten, met name na acute blootstelling aan vrij hoge dosissen, zijn lever en nierschade (bv. tolueen, PAKs, gechloreerde benzenen) die in beginsel omkeerbaar zijn. Bij proefdieren, maar ook bij


december 2007 35

werknemers is echter waargenomen dat blootstelling aan vluchtige organische stoffen op termijn wel kan leiden tot blijvende schade van het centraal zenuwstelsel. Sommige stoffen, zoals benzeen hebben effecten op bloed en beenmergweefsel en zijn ook kankerverwekkend.

Verbrandingsproducten

Het betreft gassen of partikels die afkomstig zijn uit brandende materialen (fossiele brandstof, brandstof in verbrandingstoestellen, rookwaren …)

Tot de gasvormige anorganische polluenten van verbrandingsbronnen behoren koolstofmonoxide (CO), stikstofmonoxide (NO), stikstofdioxide (NO2) en zwaveldioxide (SO2). CO wordt in het bloed gebonden aan hemoglobine (Hb) waardoor carboxyhemoglobine (COHb) ontstaat. CO bindt veel sterker aan Hb dan zuurstof en beperkt daarom het normale zuurstoftransport in onze weefsels. Verder in dit document wordt dieper ingegaan op deze problematiek (zie Indicator ‘Koolstofmonoxide in Vlaanderen (CO)’).

Zwaveldioxide (SO2) wordt meestal door de bovenste luchtwegen tegengehouden. Het absorbeert echter op stofdeeltjes waardoor het, eventueel reeds omgezet in zwavelzuur, dieper in de luchtwegen kan worden afgezet. Hoge concentraties veroorzaken neusloop, hoesten en pijn in de ogen. Jarenlange blootstelling aan approximatief 1 ppm kan leiden tot verminderde longfunctie, bronchitis en emfyseem.

Koolstofdioxide (CO2) wordt op zich niet direct als een luchtverontreinigende stof beschouwd (de grootste bron van CO2 in de binnenlucht komt van de door de bewoners uitgeademde lucht). Bij concentraties boven 1 % wordt de ademhaling versneld en neemt de hartfrequentie toe. Boven 7 % ontstaat hoofdpijn, duizeligheid en transpiratie. Boven 17 % treedt bewusteloosheid op. In woningen stijgt de concentratie zelden boven de 5 400 mg/m

3 (3 000

ppm) uit. Het tienvoudige daarvan wordt pas als levensbedreigend aanzien. In de buitenlucht zijn deze concentraties ongeveer 630 - 720 mg/m³ (350- 400 ppm). Vanaf 1 800 mg/m³ (1 000 ppm) wordt een muffe geur ervaren. In het Vlaamse binnenmilieubesluit wordt als richtwaarde 900 mg/m³ gegeven (Tilborghs et al, 2005)

Houtkachels, verbrandingsmotoren, tabaksrook of las- en soldeerapparatuur produceren partikels die de binnenlucht kunnen bezoedelen. Het zijn veelal roetpartikels waaraan andere polluenten zijn vastgehecht. Deze zijn vooral polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAK’s) die in het lichaam worden gemetaboliseerd tot een grote verscheidenheid aan verbindingen. Sommige daarvan zijn zeer reactief en vermoedelijk daarom verantwoordelijk voor hun kankerverwekkend en mutageen vermogen. Mutagenen zijn factoren die permanente schade aan het erfelijk materiaal induceren. De mutagene en carcinogene effecten van PAK’s bij de mens (als mengsel eerder dan als individuele stof) zijn goed gekend, daarentegen is slechts weinig gekend over de niet carcinogene (en mutagene) eigenschappen van PAK’s. Niet carcinogene effecten (leverschade, irritatie, groeiremming) zou slechts optreden in concentraties die ook reeds kankerverwekkend zijn.

Benzo(a)pyreen wordt doorgaans als gidsstof voor PAK’s gebruikt; d.i. de enige individuele PAK-verbinding waarvan de effecten bij de mens wél zeer goed gekend is. Het zou ook de meest carcinogene verbinding zijn onder de groep van de homocyclische aromatische koolwaterstoffen. Verder onderzoek naar aard en omvang van de blootstelling aan PAK’s in Vlaanderen is lopende in opdracht van LNE (dienst Milieu & Gezondheid).

Niet biologische deeltjes

Andere partikels die betekenisvol bijdragen aan de verontreiniging van het binnenmilieu zijn stof, asbest en andere minerale vezels.

Stof is een verzamelnaam voor in de lucht zwevende, vaste en/of vloeibare deeltjes. Het wordt ook wel ‘aërosol’ genoemd. De eigenschappen van deze deeltjes variëren sterk met de chemische samenstelling, morfologie (grootte/vorm), optische (kleur/zwarting) en elektrische parameters. Afhankelijk van de grootte van de stofdeeltjes kan stof in twee groepen worden verdeeld: fijne deeltjes kleiner dan 5 µm en grovere deeltjes groter dan 5 µm.


36 december 2007

Gezondheidskundig is vooral het deel van het stof dat ingeademd kan worden belangrijk: de inhaleerbare fractie. Dit zijn alle deeltjes (kunnen groter zijn dan 100 µm) die gedurende het ademen de neus en de mond binnendringen. De deeltjes met een diameter groter dan circa 10 µm komen niet in de ademhalingswegen terecht. Dit deel van de inhaleerbare fractie wordt opgevangen door de slijmlagen in neus en mond en wordt uiteindelijk doorgeslikt. Hoe kleiner de diameter, hoe verder de deeltjes in het ademhalingssysteem kunnen doordringen. Deeltjes kleiner dan 4 µm kunnen rechtstreeks penetreren tot in de longblaasjes (inadembare fractie). In binnenhuisomgevingen is het vooral de PM10 fractie (≤ 10 µm) die van belang is omdat grotere deeltjes door sedimentatie neerslaan uit de lucht.

Belangrijke bronnen van stof binnenshuis zijn roken, verbrandingsprocessen, stoffering, en koken. De sterkte van deze bronnen kan onder invloed van het bewonersgedrag per woning sterk variëren.

Aangezien de chemische samenstelling van stof (partikels kunnen aan stofdeeltjes kleven) zeer complex is kunnen ook de gezondheidseffecten zeer divers zijn al naargelang de samenstelling. Het meest voorkomende zijn echter acute ontstekingsreacties in longweefsel, chronische bronchitis en allergie. PAK’s deeltjes die aan stofpartikels zijn geadsorbeerd kunnen kankerverwekkend zijn. Epidemiologisch onderzoek toont aan dat minstens mensen met reeds bestaande hart- en longziekten zoals aandoeningen van de kransslagaders, ischemische hartziektes (door onvoldoende bloedtoevoer), astma, longontsteking e.a. een verhoogd risico op nadelige gezondheidseffecten lopen bij blootstelling aan PM10. Oudere personen vormen ook een risicopopulatie als gevolg van een jarenlange blootstelling aan diverse omgevingsfactoren en infectieuze bestanddelen, terwijl kinderen door een onvolgroeid (immatuur) ademhalingsstelsel en lagere ‘clearance’ capaciteit eveneens een risicogroep vormen. Als voornaamste gevolgen van het roken en passief roken kunnen worden vermeld: hart- en vaatziekten, kanker van lip, neus, long, keel, blaas en maagdarmkanaal, sinusitis (ontsteking van een bijholte van de neusholte) en conjunctivitis (oogbindvliesontsteking). Tabaksrook is, vooral door de hoge stofconcentratie, de voornaamste oorzaak binnenhuis van tal van effecten op de luchtwegen zoals chronische bronchitis, emfyseem (uitzetting van de long door verminderde elasticiteit; dit leidt tot verminderde gasuitwisseling en vernauwing van de kleinere luchtwegen) en astma. (zie Achtergronddocument Verspreiding van zwevend stof)

Asbest is een verzamelnaam voor een aantal in de natuur voorkomende silicaatmineralen, opgebouwd uit fijne anorganische vezels. Deze vezels kunnen zeer fijn zijn en een diameter hebben van minder dan 0,1 µm. Daardoor blijven zij lange tijd in de lucht zweven en is de kans op inademing groot. Er bestaat hechtgebonden asbest dat vrij moeilijk uit materialen vrijkomt (bv. in bloembakken, asbestcement of gevelplaten), en losgebonden asbest waarvan de vezels gemakkelijk vrijkomen (bv. in isolatiematerialen, afvoerbuizen en brandwerende platen). Omwille van het feit dat asbest vroeger in bouwmaterialen werd verwerkt, is een vrij belangrijke blootstelling van de bevolking niet onmogelijk. Toch zullen de meeste gezondheidsproblemen van asbest in de werkomgeving voorkomen. Asbestose (longfibrose en verkalking van de pleura) treedt in principe alleen in beroepssituaties op na langdurige blootstelling aan hoge concentraties. Asbest is kankerverwekkend. Het gevaarlijkste is ‘blauw asbest’ (ook crocidoliet genaamd) dat reeds sinds 1978 werd verboden. Ingestie van asbest (bv. via drinkwaterleidingen in asbestcement) levert geen risico op voor de volksgezondheid.

Andere minerale vezels (rotswol, glasvezels) zijn minder gevaarlijk. Zij kunnen wel voorbijgaande irritaties en ontstekingen van de huid, ogen en luchtwegen veroorzaken.

Lood en kwik

Vroeger waren uitlaatgassen van auto’s een belangrijke bron van lood in de buitenlucht afkomstig van tetramethyllood dat in de benzine werd toegevoegd als anti-klopmiddel. Door het aanmoedigen van loodvrije benzine daalde de loodconcentratie in de omgevingslucht aanzienlijk. Vlakbij autosnelwegen met druk verkeer en in stedelijke omgevingen kan dit lood nog steeds aanwezig zijn in de bodem en kan in de omgevingslucht terechtkomen, waarna het een woning kan binnendringen.


december 2007 37

Een belangrijke bron binnenshuis is echter loodhoudende verf dat echter reeds geruime tijd niet meer gebruikt mag worden. In oude huizen kan het afbladderen van loodhoudende verf een gevaar betekenen voor de gezondheid van jonge kinderen, vooral door knabbelen op de verfschilfers of door het innemen van met lood verrijkt stof. Ook loodhoudende waterleidingen spelen een rol in de loodblootstelling binnenshuis. Lood kan ook teruggevonden worden in soldeersel, vernis, gekleurde glasramen tot zelfs in de wiek van sommige kaarsen waar het dienst doet als versteviging. Bij verbranding kan lood vrijkomen in de binnenlucht. Zo zijn er concentraties gemeten tot 200 µg/m³ afhankelijk van de duur van het branden, de kamergrootte en de hoeveelheid ventilatie.

Lood kan ophopen in het skelet en beïnvloedt mee daardoor de normale groei en ontwikkeling. Het beïnvloedt ook de bloedaanmaak, heeft effecten op het zenuwstelsel en de nieren en perturbeert het vitamine-D-metabolisme.

De belangrijkste bron van kwik binnenshuis is het breken van een thermometer. De vrijgekomen kwikbolletjes kunnen in spleten of achter plinten terechtkomen en zeer geleidelijk (weken - maanden - jaren) verdampen, waardoor de concentratie (zeker in slechtgeventileerde plaatsen) hoog kan oplopen. Ook door het breken van sommige soorten thermostaten kan kwik in de binnenlucht vrijkomen. Metallisch kwik kan ook voorkomen in een aantal toepassingen zoals kwikschakelaars, batterijen en TL- en spaarlampen, alsook in onbewerkt aardgas dat ongeveer 6 µg/m³ kwik (Slob, 1996). Voor de distributie en het gebruik van het aardgas, wordt dit kwikgehalte echter verminderd tot een concentratie van maximaal 1,0 – 2,2 µg/m³ (Altfeld et al., 1999). Bepaalde schimmelwerende latexverven bevatten een organische vorm van kwik, nl. fenylkwikacetaat, dat toegevoegd wordt als een fungicide en bactericide om de houdbaarheidsperiode van de verf te verlengen. In de eerste twee weken na het aanbrengen van de verf kan dit kwik uitdampen.

Kwik hoopt zich op in de nieren en bloed-hersenbarrière (vooral metallisch kwik) en kan aanleiding geven tot neurologische aandoeningen (tremor, afname in motorische functie, hoofdpijn, abnormale EEG’s …). De symptomen en gezondheidseffecten hangen, zoals steeds, in grote mate af van de vorm waarin het kwik voorkomt en door het organisme wordt opgenomen. Organisch kwik wordt doorgaans als het meest gevaarlijke aanzien maar is met betrekking tot binnenhuislucht onbelangrijk omdat er binnenshuis geen bronnen gekend zijn.

Meer informatie over lood en kwik staat ook in het Achtergronddocument Verspreiding van zware metalen.

Radon

Radon is een radioactief gas dat afkomstig is van de desintegratie van uranium. Het vervalt zelf in diverse kortlevende radioactieve’ radondochters’ die in suspensie in de lucht vertoeven. Bij inademing stellen deze partikels de longen bloot aan alfa-straling waardoor de kans op longkanker sterk toeneemt. De bodem is de belangrijke bron van uranium in woningen. Uranium is immers aanwezig in de aardkost en komt in bepaalde streken vrij veel voor. Het gas dat vrijkomt uit de bodem verdwijnt wel snel in de atmosfeer maar wanneer het woningen infiltreert kan het er accumuleren en soms gevaarlijke concentraties bereiken. Ongeveer 2 % van de huizen in de Belgische Ardennen hebben radonconcentraties die hoger zijn dan 400 Bq/m

3. Gemiddeld in Vlaanderen wordt er zo’n 44 Bq/m³ in de bodem teruggevonden, in

de woning is dit gemiddeld ongeveer 35 Bq/m³ (Tilborghs et al., 2005; Paridaens & Vanmarcke, 2001). In het Verenigd Koninkrijk is de gemiddelde radonconcentratie in de woning + 20 Bq/m³ en in Noord-Europa + 90 Bq/m³. Concentraties radon verschillen dus van streek tot streek en zelfs van huis tot huis. Blootstelling aan radon is ook mogelijk via het water voor huishoudelijk gebruik (uranium in gesteenten nabij grondwaterlagen kan in bronnen of waterputten aanwezig zijn), of ook via bouwmaterialen (die vroeger rijk waren aan uranium; bv. sommige types van beton of materialen op basis van graniet, fosforgips in plaaster en wanden). Tegenwoordig bevatten bouwmaterialen wel veel minder uranium zodat het vooral huizen zijn die 30-40 jaar geleden werden gebouwd die soms problemen kunnen geven. Ventilatie van de woning volstaat vaak om de radonconcentraties laag te houden. Meer informatie over radon staat ook in het Achtergronddocument Ioniserende straling.


38 december 2007

Niet-ioniserende straling

Een stralingsgevaar dat iedereen erkent is radioactieve straling (= hoog energetische ioniserende straling). Behalve radon is dat een straling die normaal gesproken niet in een doorsnee woning voorkomt. Mogelijke problemen van straling binnenshuis komen van de niet-ioniserende stralen. Binnenhuis kan men eraan blootstaan via lekstraling van elektrische apparatuur (computerschermen, TV, inductie- en microgolfovens, enz.), straling die afkomstig is van hoogspanningskabels buitenshuis, GSM-toestellen of GSM-zendmasten in de buurt van de woning, zonnebanken, enz. De meest besproken niet ioniserende stralen in termen van menselijke gezondheid zijn deze met extreem lage frequentie (ELF; o.a. 50 of 60 Hz

7 velden

die gegenereerd worden door elektrische apparatuur en hoogspanningslijnen) en de radiofrequenties waaronder de microgolven (bv. draadloze communicatiesystemen). Van ELF-velden neemt men aan dat het vooral de magnetische veldcomponent

8 is, die een potentieel

gevaar voor de menselijke gezondheid vertegenwoordigt. Tegenwoordig bestaat er een vrij algemeen aanvaarde consensus dat kinderen die blootstaan aan magnetische velden 0,4 µT een verhoogd risico op leukemie hebben. Er dient wel gezegd dat er nog altijd geen causaal verband tussen beide is gevonden. Andere gezondheidseffecten werden in het verleden wel beschreven maar hier is de associatie te zwak (of onvoldoende onderzocht) om op dit ogenblik enig besluit te kunnen treffen.

Wat radiofrequenties (en microgolven) betreft kent men de thermische effecten (opwarming van cellen en weefsels) die optreden wanneer de blootstelling belangrijk is. Bij ‘normale’ blootstelling (bv. bij gebruik van een GSM toestel of op veilige afstand van een GSM-antenne, of nabij een microgolfoven) is de blootstelling te gering om een thermisch effect op te wekken. Of er al dan niet effecten op de gezondheid bestaan die niet thermisch zijn blijft het onderwerp van hevige discussies tussen ‘believers’ en ‘non believers’. Tot nu toe zijn de meeste wetenschappers en expertgroepen het er wel over eens dat er onvoldoende argumenten bestaan om ‘normale’ blootstelling aan deze vorm van niet ioniserende straling met gezondheidseffecten te associëren. (zie Achtergronddocument niet-ioniserende straling)

Ionen

Positief of negatieve ionen in binnenlucht worden gevormd door ‘ionisatie’ van de aanwezige gassen. Deze ionisatie kan gebeuren door toedoen van kosmische straling, radon of hun vervalproducten of als gevolg van de menselijke activiteit. Halogeenlampen, open haarden, TV-toestellen, vacuümreinigers, het rookgedrag en uiteraard elektrostatische luchtreinigers en ionisatoren dragen zeker bij tot de ionenconcentratie in onze binnenhuislucht. Ionen die het meest worden geciteerd als voorkomend in binnenlucht zijn nitraat (NO3

-), sulfaat (SO4

2-),

fluoride (F2-), chloride (Cl

-), ammonium (NH4

+), natrium (Na

+), kalium (K

+), magnesium (Mg

2+)

en calcium (Ca2+

).

Er zijn zo goed als geen aanwijzingen dat blootstelling aan lage concentraties positieve en negatieve ionen tot gezondheidsklachten leidt. Producenten van ionisatoren beweren zelfs dat negatieve ionen verschillende gezondheidsbevorderende (of ziektewerende) effecten hebben; deze zouden bijdragen tot verminderde concentratiestoornissen, verbeterde nachtrust, toename van de vitaliteit, verminderde klachten van astma, vernietiging van micro-organismen in de lucht, e.d. meer. Dit is tot op heden echter beslist niet voldoende wetenschappelijk onderbouwd. Sommige van de geclaimde effecten van ionisatoren zijn niet onterecht, maar niet aan de ionen zelf te wijten. Ze zijn te wijten aan de productie van ozon dat de geur van verontreiniging maskeert en zeer plaatselijk bacteriedodend is. Bij gebruik van een ionisator wordt ook een elektrisch veld opgebouwd (ca. 2 kV/m) wat het neerslaan van zwevende deeltjes en bacteriën bevordert. Ozon heeft echter niet alleen deze, discuteerbare voordelen,

7 Hz: = Herz; Straling volgt een golfpatroon met op en neergaande pieken. De Herz is het aantal keren (cycli) per

seconde (= de frequentie) dat van een piek naar de volgende wordt overgegaan. 1 Hz = 1 keer per seconde. De frequenties waarmee de GSM technologie werkt liggen typisch rond 900 of 1 800 megaherz (MHz = miljoenen Herz); hoogspanningslijnen hebben veel lagere frequenties, nl. 50 (of 60) Hz. Ze worden daarom tot de extreem lage frequenties gerekend terwijl GSM straling tot hoogfrequente straling behoort.

8 Niet ioniserende stralen behoren, zoals ook de ioniserende stralen, tot het elektromagnetisch spectrum. Het gaat om krachtvelden die eigenlijk opgedeeld worden in twee komponenten, een magnetisch en een elektrisch veld.


december 2007 39

het heeft voornamelijk ongunstige effecten. Het is bv. zeer de vraag of een geringe stofreductie voor Cara-patiënten opweegt tegen de voor hen schadelijke effecten van ozon en NOx.

Biologische agentia

Er zijn vele biologische agentia (van plant of dierlijke oorsprong) aanwezig in binnenlucht die mogelijkerwijze schadelijk kunnen zijn voor de gezondheid. De meeste daarmee geassocieerde klachten zijn allergische reacties of eventueel infectieziektes. De belangrijkste bron aan hiervoor verantwoordelijke agentia zijn de huisstofmijt, huisdieren en schimmels. Maar ook allerlei insecten zijn een bron voor allergenen (Tabel 7).

Tabel 7: Biologische agentia in het binnenhuismilieu

biologisch agens effect huisstofmijt - uitwerpselen, eischalen, huid

allergieën, astma

schimmels allergieën, mycotoxines (o.a. het kankerverwekkende aflatoxine)

bacteriën infectieziektes, allergieën, diarree, buikkrampen huisdieren allergieën (katten, honden, veren van vogels), parasitaire

wormen (via vlooien van honden en katten) insecten allergische rhinitis, astma Bron: VITO

Fysische factoren

Hierbij denken we vooral aan temperatuur en luchtvochtigheid. Deze worden uiteraard door de ventilatie beïnvloed. Een onaangename temperatuur kan leiden tot een algemene verzwakking van het organisme waardoor bv. verkoudheden veelvuldig gaan kunnen optreden. Bij hoge temperatuur is men gevoeliger voor allerhande verontreinigende factoren. Vocht werkt pijnversterkend bij reumapatiënten en astmalijders. Een lage luchtvochtigheid werkt elektrostatische opladingen in de hand en irritatie van de slijmvliezen van keel, neus en ogen. Hoge luchtvochtigheid zal bijdragen tot de proliferatie van biologische agentia in huis, met name schimmels en micro-organismen.

Ook geluid kan een storend element zijn van het binnenhuismilieu. Dit geluid kan van buiten de woning komen (luchtverkeer, nachtlawaai, burenruzies …) of van binnen de woning (luidruchtige apparatuur, huisdieren …). Effecten op de gezondheid gaan meestal van hinder naar hoofdpijn, stress en slapeloosheid. (zie Achtergronddocument Lawaai)

(Kunst)licht

Inadequate verlichting (te hoge of te lage lichtintensiteit of het flikkeren van fluorescentielampen) kan tot problemen leiden zoals hoofdpijn, brandende ogen en vermoeidheid. (zie Achtergronddocument Lichthinder)

Stank

Vluchtige stoffen kunnen stank veroorzaken, d.w.z. geurhinder van zodra de detectiegrens wordt overschreden. Welke deze grens is en of de geur al dan niet als hinder zal worden ervaren hangt af van persoonlijke gevoeligheden. Mogelijke effecten op de gezondheid zijn dus in de eerste plaats hinder (wat slaat op de mentale gezondheid) maar kunnen ook toxische effecten zijn die dus de fysieke gezondheid bedreigen. De belangrijkste fysieke effecten zijn hoofdpijn, misselijkheid, braken, irritatie en ademhalingsstoornissen. (Zie Achtergronddocument Geurhinder)


40 december 2007

2.1.2 / Binnenhuismilieu in Vlaanderen

De mens brengt heel veel tijd door binnenshuis, zodat dit een niet te onderschatten milieucompartiment is. Om te onderzoeken wat de impact is van milieugevaarlijke stoffen in de buitenlucht op de blootstelling van kinderen binnenhuis werd de FLIES-studie (Flanders Indoor Exposure Survey) uitgevoerd in opdracht van de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE (Goelen et. al., 2007).

Voor de praktische uitvoering van de studie werd gekozen voor een opsplitsing in drie werkpakketten:

� werkpakket 1: vastleggen van de relevante subgroepn van de bevolking, keuze van de binnenmilieus en te meten polluenten, meetlocaties en –methoden;

� werkpakket 2: het veldwerk en de meetresultaten;

� werkpakket 3: interpretatie van de meetresultaten, van de infiltratie van buiten naar binnen en van de blootstelling van de bevolking in de verschillende micro-omgevingen.

De selectie van relevante poluenten werd gebaseerd op 3 basiscriteria, namelijk stoffen met een potentiële bron in binnen- en buitenmilieu, stoffen die vanuit gezondheidsoogpunt belangrijk zijn en de onderlinge overeenkomsten in fysische en chemische eigenschappen van de stoffen. Op grond van deze criteria werd een basislijst opgesteld, die vervolgens werd ingekort door na te gaan welke andere nationale en internationale studies ter beschikking zijn om vergelijking mogelijk te maken. Voor de verdere selectie van de vluchtige organische stoffen werd rekening gehouden met het Vlaams binnenmilieubesluit en met het Europese Index-project. Volgende polleunten werden uiteindelijk weerhouden: fijn stof (PM2,5 en PM10), MTBE, benzeen, trichlooretheen, tolueen, tetrachlooretheen, ethylbenzeen, m+p xyleen, styreen, o-xyleen, 1,2,4-trimethylbenzeen, p-dichloorbenzeen, NO2, formaldehyde en acetaldehyde en totaal VOS. (Brits et.al.,2005)

Voor de keuze van de binnenmilieus werdrekening gehouden met de tijdbestedingspatronen van de kinderen. De geselecteerde binnenmilieus vindt u terug in Tabel 8

Tabel 8: Verdeling van de meetlocaties

categorie van de meetlocatie aantal meetlocaties aantal meetpunten woning stedelijk

(centrum en druk verkeer) 12 40

stedelijke achtergrond 26 84 landelijke achtergrond 12 36 totaal 50 160

leeromgeving 7 14

transport 9 9

sport en ontspanning 7 7

totaal

73 190

bron Goelen et.al. (2007)

Als staalnameperiode werd voor de winter gekozen, om het worst case scenario te benaderen. In de winter wordt door de bevolking o.a. minder verlucht.

Voor de gassen werden de hoogste concentraties gemeten voor formaldehyde (maximum 124 µg/m³), acetaldehyde (maximum 65 µg/m³), NO2 (maximum 122 µg/m³) en tolueen (maximum 122 µg/m³). Deze maximale waarden werden telkens binnenshuis (slaap- of woonkamer) geregistreerd. Een grote variatie werd waargenomen tussen de vijftig huizen waar gemeten werd. Dit was meer specifiek het geval voor formaldehyde en tolueen, waarvoor de concentraties tussen slaapkamers in verschillende huizen varieerden met een


december 2007 41

factor 50. Deze concentraties en variaties hierop kunnen ondermeer te wijten zijn aan de gebruikte bouwmaterialen en ventilatiegewoontes. In meer dan 85 % van de onderzochte binnenomgevingen worden de richtwaarden voor formaldehyde en benzeen uit het Vlaamse binnenmilieubesluit overschreden. De richtwaarde voor totale VOS-concentraties (TVOS) wordt in meer dan 95 % van alle binnenmilieus overschreden. Voor alle gassen, met uitzondering van NO2, lagen de binnenmilieuconcentraties hoger dan de concentraties in de buitenomgeving. De invloed van verkeersdrukte was merkbaar voor de concentraties in het buitenmilieu in de nabijheid van woningen en dan voornamelijk voor verkeersgerelateerde componenten zoals MTBE, NO2 en tolueen.

Naast metingen in woningen, werden, weliswaar in een meer beperkte staalnamecampagne, ook metingen uitgevoerd in een aantal andere leefomgevingen van kinderen, namelijk kinderdagverblijven, scholen, ontspanningsruimtes (zwembad, jeugdhuis, bibliotheek) en er werden ook metingen uitgevoerd bij verschillende transportwijzen. Bij de transportwijzen werd een onderscheid gemaakt tussen binnenomgevingen van gemotoriseerd verkeer (wagen en openbaar vervoer) en typische buitenlucht transportwijzen (wandelen en fietsen). In het binnenmilieu van scholen waren de mediane concentraties van de 14 gassen kleiner dan of gelijk aan deze in de huizen. In gemotoriseerd transport lagen de mediane concentraties van TVOS, MTBE en NO2 driemaal hoger dan in woningen; mediane tolueen- en xyleenconcentraties lagen anderhalve keer lager. Er treedt wel een piekblootstelling aan NO2 op. Transport per fiets of te voet levert piekblootstellingen aan acetaldehyde op, tot driemaal groter dan in de andere omgevingen. In de ontspanningsomgevingen werden mediane concentraties gemeten die gelijkwaardig waren aan deze in huizen. Een uitzondering hierop was de verhoogde concentratie aan tolueen en xyleen in het jeugdhuis, maar dit kan waarschijnlijk toe te schrijven zijn aan het daar heersende rokersklimaat. (Spruyt et.al., 2006)

Op basis van vragenlijsten waarin onder andere werd gevraagd naar het woningprofiel, de binnenhuisactiviteiten en de binnenhuiskenmerken werd getracht om verbanden te vinden tussen de bevraagde factoren en de binnenhuisconcentraties. Alhoewel men trachtte specifieke binnenmilieubronnen zoals roken uit te sluiten, waren er toch een paar mee opgenomen in de studie. Hierbij bleek dat roken significant bijdraagt tot verhoogde PM-concentraties en tolueen. Met behulp van de berekende penetariefactor voor MTBE (en in de veronderstelling dat deze voor de andere gassen gelijk is) werd het relatief aandeel van de binnenbronnen op de totale binnenmilieuconcentratie berekend. Dit varieerde van 85 % voor formaldehyde tot ongveer 30 % voor tetrachloortheen, trichlooretheen en benzeen.

De blootstelling van kinderen werd in deze studie bepaald op basis van de concentraties van een aantal milieugevaarlijke stoffen in de verschillende micro-omgevingen en de tijd die kinderen er per dag verblijven. De groep van kinderen (0-18 jaar) werd onderverdeeld in 4 subgroepen (0-2,5 jaar, 2,5-6 jaar, 6-12 jaar en 12-18 jaar), waarvoor de tijdsbestedingspatronen werden bepaald. Wanneer de blootstelling van kinderen wordt nagegaan, dan blijkt deze vooral gedomineerd door de tijd die binnen in het eigen huis wordt gespendeerd en dan vooral in de slaapkamer (gemiddeld 11 uur per dag) en de woonkamer (gemiddeld 4 uur per dag); gevolgd door de tijd doorgebracht op school of in het kinderdagverblijf. Andere micro-omgevingen zijn minder belangrijk in het gemiddelde blootstellingspatroon, alhoewel ze soms leiden tot piekblootstellingen. Afhankelijk van de polluent wordt 82 % tot 95 % van de blootstelling bepaald door de binnenhuisblootstelling (De Brouwere et.al, 2007)


42 december 2007

2.1.2 Luchtkwaliteit in Zwembaden

Situering en maatschappelijk belang

Sinds hun ontstaan in de Romeinse oudheid vervullen zwembaden een duidelijke maatschappelijke functie. Het zijn vooreerst plaatsen waar heel wat sociale interactie tussen mensen gebeurt. Alleen al op die manier vervullen ze voor zowel ouderen als jongeren een belangrijke functie in de maatschappij. Zwemmen is verder een evenwichtige, gezonde sport met relatief weinig medische contra-indicaties en ten slotte ook een vaardigheid die levensreddend kan zijn wanneer iemand accidenteel in het water terechtkomt of wanneer geplande activiteiten in en om het water verkeerd lopen. Kunnen zwemmen en het onderhouden van een zekere vertrouwdheid met water past met andere woorden dus ook in een breder kader van persoonlijke veiligheid en zelfredzaamheid.

Vlaanderen telt 505 vergunde overdekte circulatiebaden met een onevenredige verdeling over de provincies (Figuur 2) (Vlaamse gezondheidsinspectie, 2001). Waar Antwerpen en West-Vlaanderen de meeste vergunde overdekte circulatiebaden hebben zien we dat er, rekening houdend met het aantal inwoners, het ruimste aanbod aan baden is in West-Vlaanderen en Limburg (Figuur 3).

Figuur 2: aantal vergunde overdekte circulatiebaden per provincie (Vlaanderen, 2001)

0

20

40

60

80

100

120

aantal baden

aantal baden 45 47 96 56 101

LimburgVlaams-

Brabant

West-

Vlaanderen

Oost-

VlaanderenAntwerpen

Bron: Vlaamse gezondheidsinspectie (2001)


december 2007 43

Figuur 3: aantal inwoners per vergund overdekt circulatiebad per provincie (Vlaanderen, 2001)

aantal

inwoners

2 000

4 000

6 000

8 000

10 000

12 000

14 000

16 000

18 000

aantal inwoners 10 128 16 290 8 129 16 386 11 469

LimburgVlaams

Brabant

West-

Vlaanderen

Oost-

VlaanderenAntwerpen

Bron: Vlaamse gezondheidsinspectie (2001)

Medisch milieukundige risico’s

Naast de zeer positieve en zelfs uitermate prettige kanten zijn er ook zekere risico’s verbonden aan waterrecreatie. Wanneer de microbiologische kwaliteit van het zwemwater of van de blootsvoets betreden vloeren slecht is, kunnen baders bepaalde infecties oplopen. Ongevallen zoals valpartijen en verdrinkingen behoren ook tot de mogelijkheden wanneer bij de uitbating van een bad niet de nodige voorzorgen genomen worden. Tenslotte is er ook een risico op intoxicatie.

In dat verband staan de laatste tijd vooral de trichlooramines in de belangstelling. Internationaal zijn publicaties verschenen aangaande (beroeps)astma bij zwembadpersoneel en competitiezwemmers en chloramines in de lucht van overdekte zwembaden (Thicket et al., 2002, Helenius & Haahtela, 2000). Ook in België werd aandacht de problematiek besteed, maar dan bekeken in het kader van het schoolzwemmen in Brussel (Nickmilder et al., 2003). Conclusie van het werk was onder meer dat er een significante toename van de kans op astma was bij toenemende blootstelling van atopische kinderen aan zwembadbezoek in baden met trichlooraminewaarden van 300 - 500 µg/m³. In een zwembad met dergelijke concentraties is er 60 % kans op het ontwikkelen van astma per 100 uur gecumuleerd verblijf in dat bad voor atopische kinderen (d.w.z. kinderen met een IgE totaal in het serum hoger dan 100 kIE/l, of ongeveer 30 tot 35 % van alle kinderen). Deze 100 uur hoeven niet aaneensluitend te zijn maar staan bijvoorbeeld gelijk aan een wekelijks bezoek van een uur gedurende twee jaar. De studie schat dat de toxiciteitsdrempel nabij de 300 µg/m

3 ligt, wat

meteen de richtwaarde in de wetgeving voor de Brusselse baden is. Effecten werden gezien vanaf waarden van 340 µg/m

3 en worden zeer betekenisvol boven 500 µg/m

3. Dit laatste is

ook de norm in Waalse9 en Brusselse

10 baden. 500 µg/m

3 is ook de waarde waarboven

klachten van irritatie optreden.

9 Besluit van de Waalse Regering houdende sectorale voorwaarden i.v.m. zwembaden – 13 maart 2003 (Belgisch

Staatsblad: 25 april 2003)

10 Besluit van de Brusselse Hoofdstedelijke Regering tot vaststelling van de exploitatievoorwaarden voor

zwembaden – 11 oktober 2002 (Belgisch Staatsblad: 08 november 2002)


44 december 2007

Ook in Vlaanderen is onderzoek gedaan naar de luchtkwaliteit in overdekte baden (Vankerkom et al., 2003). In 12 klassieke en 4 recreatieve zwembaden die voldeden aan de bestaande VLAREM wetgeving werden op drie tijdstippen van dezelfde dag, 20 cm boven het wateroppervlak, luchtstalen genomen die geanalyseerd werden op trichlooramines, trihalomethanen, tri- en tetrachlooretheen, dichloormethaan. Eenzelfde, maar eenmalige bemonstering gebeurde in 4 whirlpools in de recreatieve baden.

Uitgaande van blootstellingsscenario’s van 1 respectievelijk 5 maal 60 minuten zwemmen per week, lagen de gemeten waarden van stoffen waar toetsing mogelijk was beneden de toxicologische drempels voor toxische effecten door langdurige blootstelling. Ook formaldehyde werd gemeten. Hier lag de gemeten waarden onder de waarde voor irritatie.

Voor trichlooramines (Figuur 4) werden er 3 van de 51 meetwaarden boven de 500 µg/m3,

twee hiervan waren afkomstig van boven de whirlpools. Het gemiddelde van de metingen in de klassieke baden (N=33) was 182 µg/m

3 (CI 95 %: 138; 225), dat voor recreatieve baden

(N=11) bedroeg 221 µg/m3 (CI95 %:153; 289). Zeer lage waarden werden gemeten bij het

zoutwaterbad, de hoogste boven whirlpools (N=4), met name 422 µg/m3 (CI95 %: 100; 743)

met een maximum van 591 µg/m3. De derde kwartielwaarde bedroeg bij de metingen in

klassieke baden 233 µg/m3 en in recreatiebaden 320 µg/m

3.

Figuur 4: trichloraminemeetwaarden in verschillende types Vlaamse baden met aanduiding toxiciteitsdrempels van 300 µg/m

3 en 500 µg/m

3 (Bernard et al, 2003).

0

100

200

300

400

500

600

700

µg/m³

klassieke baden zoutw ater-

bad

recreatie-

baden

w hirlpool

500 µg/m³

grensw aarde

300 µg/m³

richtw aarde

Bron: Vankerkom et al. (2004)

2.1.3 Koolstofmonoxide in Vlaanderen (CO)

Koolmonoxidevergiftiging is een problematiek die ondanks alle inspanningen van vele overheids- en privé-instanties nog lang niet opgelost is. Nog steeds vallen er ieder jaar slachtoffers. Uit de woningonderzoeken van de administratie Ruimtelijke Ordening, Huisvesting en Monumenten en Landschappen (AROHM) blijken 35 % van de ongeveer 5 500 onderzochte oudere woningen met een potentieel CO-gevaar te kampen. Blijvende aandacht en zo mogelijk gecoördineerde actie is dus wenselijk

11.

11 http://www.wonen.vlaanderen.be/static/Pages/textpages/Home/onderzoek_ongeschiktheid_en_onbe.html (laatst

geconsulteerd op 20/08/2004)

http://www2.vlaanderen.be/ned/sites/beleidsbrieven/Keulen/wonen_2004.pdf (laatst geconsulteerd op 20/08/2004)


december 2007 45

In dit deel wordt eerst ingegaan op verschillende aspecten die gerelateerd zijn aan de blootstelling aan CO. (ontstaansmechanisme, determinanten, achtergrondwaarden en beleidsrespons hieromtrent.) Daarna wordt dieper ingegaan op de effecten (klachten, diagnose, behandeling, aantal hospitalisaties en overlijdens).

Ontstaan van CO

Koolmonoxide (CO) is een stof die voorkomt in de verbrandingsgassen van onder andere kachels, boilers en automotoren. In slecht geventileerde ruimten waar zich verbrandingdampen van een kachel, oven of motor bevinden, ontstaat vaak een vergiftiging met koolmonoxide. Deze komt via de ademhaling het bloed binnen waar het zuurstof van zijn plaats verdringt. Het is een zeer giftig gas, dat 250 keer sneller in het bloed wordt opgenomen dan zuurstof. Hierdoor neemt het lichaam steeds minder zuurstof op. Op deze wijze kan er een levensgevaarlijke verstoring van de zuurstofvoorziening in het lichaam optreden. CO is niet te ruiken, te zien of te proeven. Wanneer de blootstelling aan een hoge concentratie koolmonoxide lang voortduurt, kan het slachtoffer uiteindelijk overlijden omdat er te weinig zuurstof in het bloed voorradig is. Vooral in de wintermaanden neemt het gevaar van koolmonoxidevergiftiging toe.

Determinanten van CO-vergiftiging

De factoren die aan de basis liggen van ongevallen met CO-vergiftiging kunnen onderverdeeld worden in verschillende categorieën:

� eigenschappen van verwarmingstoestellen: o.a. technische eigenschappen, locatie …;

� omgevingsfactoren: o.a. woning, weersomstandigheden … ;

� het gedrag en de kennis van de mensen: het gebruik van de toestellen in de omgeving.

Een CO-vergiftiging komt meestal voor door een combinatie van deze factoren. Doorgaans gaat het om een samenloop van omstandigheden waarin meerdere risicofactoren tegelijk aanwezig zijn. We geven een overzicht van de meest voorkomende oorzaken van een CO-vergiftiging.

Eigenschappen van verwarmingstoestellen

� Eigenschappen van de toestellen

Het grootste deel van de CO-vergiftigingen wordt veroorzaakt door gasgeisers. In 1997 kon 38 % van de ongevallen hieraan worden toegeschreven. Vooral kleine 5-liter gasgeisers vormen een risico, daar zij niet beschikken over een rookafvoersysteem. Andere toestellen zijn verantwoordelijk voor een kleiner aandeel in de vergiftigingen.

� Locatie

Gezien gasgeisers zich meestal in de badkamer bevinden is het logisch dat de badkamer de plaats is waar de meeste CO-vergiftigingen voorkomen. Bijna de helft van de vergiftigingen gebeurt in de badkamer. De tweede meest voorkomende locatie is de leefkamer (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.).


46 december 2007

Figuur 5: Locatie CO-vergiftiging

badkamer32 %

leefkamer38 %

keuken6 %

garage9 %

slaapkamer12 %

onbekend3 %

Bron: Antigifcentrum

In Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. merkt men dat ook in de slaapkamer vrij veel CO-vergiftigingen voorkomen. Hiervoor kunnen twee redenen worden aangehaald:

� in de slaapkamer staat dikwijls een bijverwarming die niet is aangesloten op een rookafvoersysteem;

� in de slaapkamer passeren soms ook kanalen van schoorstenen. Soms vertonen deze scheuren of barsten, waardoor de verbrandingsgassen rechtstreeks binnendringen in de kamer. Dit impliceert dat er ook in slaapkamers zonder verwarmingstoestel gevaar kan schuilen.

Omgevingsfactoren

� Schoorstenen

Vlaanderen kent een oud woningpatrimonium. Veel huizen bezitten nog schoorstenen voor toestellen op kolen en stookolie. In veel van deze huizen staat nu echter een meer geperfectioneerd toestel (hoog rendementstoestel) dat op gas is aangesloten. De schoorstenen zijn vaak niet aangepast aan de noden van deze nieuwe toestellen. Er bestaat nog steeds geen normering voor schoorstenen. Sommige nieuwe schoorstenen voldoen dan ook helemaal niet aan de eisen van bepaalde typen van toestellen. Dit verklaart ook waarom er ook in nieuwbouw soms CO-risico’s worden vastgesteld.

� Ventilatie

Een ander probleem in heel wat woningen is het tekort aan ventilatie. Huizen worden tegenwoordig vaak heel goed geïsoleerd. Een foutieve isolatie brengt echter met zich mee dat er weinig verse lucht in de kamer wordt toegelaten. Dit is een risicofactor voor CO-vergiftigingen: een tekort aan zuurstof kan het aanmaken van CO in de kachel veroorzaken. In elke kamer waar een verwarmingstoestel staat dat lucht uit de kamer neemt moet dus voldoende verluchting aanwezig zijn.

� Periode van het jaar en weertype

Registratiegegevens van ongevallen door CO-vergiftiging tonen aan dat zich opvallend meer ongevallen voordoen in de winterperiode. De meeste CO-slachtoffers vallen in de maanden tussen oktober en april (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.). Voornamelijk tijdens zachte


december 2007 47

herfst -, winter- of lentedagen doen ongevallen zich voor, wat wijst op een duidelijk verband tussen het weertype en CO-vergiftigingen. Bij zachter weertype kan de trek in de schoorsteen negatief beïnvloed worden, wat een terugslag kan veroorzaken in toestellen die aangesloten zijn op een schoorsteen.

Figuur 6: Ziekenhuisopname door CO-intoxicatie per maand (Vlaanderen, 2000-2004)

ziekenhuisopnames door CO-intoxicatie per maand (Vlaanderen, 2000-2004)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

120

130

140

150

160

170

180

190

200

210

220

aantal ziekenhuisopnames

2000 81 57 83 37 18 17 36 18 38 64 97 127

2001 168 100 66 41 24 26 9 24 35 65 80 123

2002 98 202 61 54 26 12 4 2 25 42 60 94

2003 119 64 41 45 11 10 6 6 9 23 35 32

2004 116 105 55 40 15 21 7 6 18 45 56 61

januari februari maart april mei juni juli augustus september oktober november december

Bron: Databank Minimale Klinische Gegevens, verwerking Vlaams Agentschap Zorg en Gezondheid

Het gedrag en de kennis van mensen

� Kennis aangaande de risico’s op CO-vergiftiging

Uit onderzoek blijkt dat weinig mensen volledig op de hoogte zijn van de mogelijke oorzaken en gevolgen van CO-vergiftiging, en zich vaak baseren op vooroordelen. Veelal wordt de oorzaak van CO-vergiftiging in externe factoren gelegd en wordt de eigen verantwoordelijkheid afgewezen. Jongere mensen missen vaak de ervaring met dit onderwerp, en brengen CO-vergiftiging niet in verband met de (combinatie van) oorzaken.

� Weerstand tegen verandering

Om het gevaar voor CO-vergiftiging te verminderen zijn vaak veranderingen nodig aan toestellen, woningen of het eigen gedrag. Dit stuit dikwijls op verzet. Mensen zijn niet vlug geneigd om de eigen woning te veranderen of het eigen gedrag aan te passen. Anderzijds hebben weerstanden tegen structurele aanpassingen vaak te maken met financiële overwegingen en met de verstandverhouding tussen huurder en verhuurder.

� Meldreflex bij intermediairen

Intermediairen, zoals klusjesdiensten, thuisverpleegkundigen of huisartsen, die regelmatig aan huis komen in oudere woningen of bij risico-doelgroepen hebben ook niet steeds de meldingsreflex. Dit heeft te maken met hun onvolledige kennis voor het onderkennen van een CO-problematiek, met de weerstanden die ze ondervinden bij de betrokken personen, en met het niet op de hoogte zijn van mogelijke meldpunten en hulpverlenende instanties.


48 december 2007

Achtergrondwaarde

De achtergrondwaarde in de buitenlucht in Vlaanderen (in 2003) ligt tussen 0,34 en 0,47 mg/m³ (0,30 - 0,41 ppm), in Brussel (in 2002) tussen 1,40 en 2,86 mg/m³ (1,22 - 2,50 ppm) (gemiddeld dagelijks maximum over 8 uur). De wereldgezondheidsorganisatie stelt als advieswaarde 10 µg/m³ (10 ppm – acht uursgemiddelde waarde). Conform dit advies mag in Vlaanderen volgens de milieureglementering VLAREM II vanaf 1 januari 2005 10 µg/m³ als gemiddelde maximum over acht uur niet worden overschreden. Dit is nu al het geval voor alle meetpunten. Langsheen een drukke verkeersweg wordt ongeveer 1,5 keer de achtergrondwaarde gemeten, in de wagens zelf tot vier maal deze waarden. Een onderzoek in Amsterdam leverde in de wagens een CO-concentratie op van 3,45 tot 8 mg/m³ (3 – 7 ppm) (Wijnen et al., 1996)

Normering binnenmilieu

In uitvoering van het preventiedecreet12

werd door de Vlaamse regering een uitvoeringsbesluit uitgevaardigd met maatregelen die de gezondheidsrisico’s door verontreiniging van het binnenmilieu moeten bestrijden (Zie Binnenmilieubesluit). Dit besluit bevat kwaliteitsnormen voor het binnenmilieu. Zo wordt een interventiewaarde ingevoerd die het actieniveau bepaalt voor imperatief ingrijpen in het binnenmilieu. Dit in aanvulling van het maatschappelijk aanvaarde kwaliteitsniveau van ons binnenmilieu, de richtwaarde (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.).

Een woning waar de interventiewaarden worden overschreden is een acuut gevaar voor de gezondheid van de bewoner en wordt onbewoonbaar geacht. Aan de burgemeester zal dan gevraagd worden deze woning onbewoonbaar te verklaren, ter bescherming van de volksgezondheid. Van stoffen die een acuut levensgevaar inhouden, zoals koolstofmonoxide, is een interventiewaarde bepaald in de bijlage bij het besluit. De Vlaamse regering voorziet in een premie als hulp bij de remediëring.

Tabel 9: Richtwaarde en Interventiewaarde voor koolstofmonoxide in binnenmilieu

Stof/factor Richtwaarde Interventiewaarde Uitmiddelingstijd koolstofmonoxide ≤ 5,7 mg/m³

30 mg/m³ 24 uur 1 uur

Bron: Preventiedecreet

Wat gebeurt er verder in Vlaanderen rond de CO-problematiek?

De Administratie Ruimtelijke ordening en Huisvesting (AROHM) doet in het kader van de Vlaamse wooncode

13, op vraag van particulieren, woningonderzoeken. Daarbij is er ook

aandacht voor aspecten van de woning die risico’s opleveren voor koolmonoxidevergiftiging. Een onderzoek kan resulteren in een advies aan de burgemeester tot ongeschiktheidverklaring of onbewoonbaarheidsverklaring en bovendien een heffing tot gevolg hebben. Het onderzoek is dus alles behalve vrijblijvend voor de eigenaars en een aanvraag zal daardoor waarschijnlijk eerder huurders dan eigenaars aanspreken. Het is ook belangrijk te vermelden dat de AROHM zich bij dit onderzoek wettelijk niet kan beperken tot de CO-problematiek, maar alle aspecten van de woning onder de loep moeten nemen.

Verder doen ook de gemeenten woningonderzoeken volgens dezelfde methodologie. De bedoeling hiervan ligt in het afleveren van conformiteitverklaringen wanneer een woning bij dat onderzoek minder dan 15 strafpunten oploopt. Eerst worden de oudste woningen, namelijk die gebouwd voor 1919, onderzocht. Vanaf 2002 tot 2007 zijn woningen die dateren van voor 1945 aan de beurt. In het kader van dit 10-jaren plan onderzoeken ze woningen van bewoners die zich ongerust maken en dit aangevraagd hebben. Deze aanvragen kunnen zowel door 12 Decreet van 21 november 2003 betreffende het preventieve gezondheidsbeleid (BS 03/02/2004)

13 Decreet van 15 juli 1997 houdende de Vlaamse Wooncode (BS 19/08/1997)


december 2007 49

huurders als eigenaars worden ingediend, maar vinden gezien de finaliteit ervan waarschijnlijk eerder belangstellenden bij eigenaars.

Wanneer huisartsen of gemeentelijke huisvestingsambtenaren menen dat een bepaalde woning een mogelijke bedreiging vormt voor de gezondheid van de bewoners – bijvoorbeeld maar niet uitsluitend CO-gevaar - kunnen zij bij de Vlaamse gezondheidsinspectie of bij de medisch milieukundigen bij de Logo’s een woningonderzoek bekomen

14.

Ook in de vrijetijdssector zijn er in het verleden reeds CO-problemen geweest in overdekte ijsschaatspistes en in indoor - kartings. Deze laatste inrichtingen zijn milieuvergunnings-plichtig. Bij de Vlaamse minister bevoegd voor het leefmilieu werd reeds gepleit om in VLAREM II dienaangaande milieuvoorwaarden op te nemen. Een belangrijk gegeven in de ontwerp-milieuvoorwaarden is juist de preventie van CO-problemen.

Verder hebben ook enkele Logo’s (Leuven en Gent) een structureel CO-project met onder meer aandacht voor de aspecten sensibilisering, opleiding, melding en verbeteringspremies. Daarbij is er een ondersteuning door het Vlaams instituut voor gezondheidspromotie (VIG) voorzien die een sensibiliseringsfolder en didactisch materiaal aanmaakt, intermediairen vormt, enz. Heel wat andere Logo’s onderkennen de noodzaak in hun regio om structurele preventie betreffende CO op touw te zetten. Logo’s zijn als bovenlokale structuur ook goed geplaatst om hierin degelijk werk te verrichten.

Klachten en verschijnselen

Vage klachten zoals onder andere hoofdpijn, vermoeidheid, duizeligheid, misselijkheid, pijn bij inspanningen, zeker wanneer ook huisgenoten gelijkaardige klachten hebben, wijzen op een mogelijke bron van koolmonoxide. Naarmate de concentratie van de koolmonoxide hoger is, zal er ook verwardheid optreden, die op een gegeven moment zal overgaan in bewusteloosheid. Wanneer de blootstelling dan nog langer duurt, zal het slachtoffer overlijden. Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. toont een overzicht van de effecten van CO.

Tabel 10: Overzicht van de effecten van CO

COHb-gehalte in het bloed (%)

symptomen

< 3 geen symptomen bekend 3 - 10 lichte verschijnselen als afwijkingen in het ECG, afname van reactie- en

onderscheidingsvermogen 10 - 20 in sterkere mate afwijkingen in het ECG en afname van reactie- en

onderscheidingsvermogen, drukkend gevoel op hoofd, kortademigheid bij zware inspanning

20 - 30 kortademigheid bij matige inspanning, bonzend gevoel in het hoofd, verminderd oordeelsvermogen

30 - 40 gezichtsstoornissen, prikkelbaarheid, duizeligheid, misselijkheid, zwaktegevoel, hartkloppingen

40 - 60 verwardheid, braken, bewustzijnsverlies bij geringe inspanning 60 - 80 coma, stuiptrekkingen, wijde pupillen > 80 snel dood

Bron: Verberk et al. (1980)

Wanneer wordt gepraat over CO-vergiftiging bedoeld men meestal de acute intoxicatie. Er bestaat echter een verscheidenheid aan CO-blootstellingen. Acuut, van enkele minuten tot een paar uur. Of acute vergiftigingen gedurende meerdere korte periodes. Of gedurende uren, dagen, weken, aan lagere dosissen of korte hogere piekblootstelling. De effecten van acute vergiftiging zijn meer voor de hand liggend. Maar studies suggereren dat blootstelling van lage tot erg lage dosis CO, gedurende langere tijd grote invloed kan hebben op de gezondheid. 14 B Vl Reg van 11 juni 2004 houdende maatregelen tot bestrijding van de gezondheidsrisico’s door verontreiniging

van het binnenmilieu (BS 19/10/2004)


50 december 2007

Chronische CO-vergiftiging wordt dikwijls gemaskeerd en gepercipieerd als slaapzucht, lusteloosheid, gebrek aan inzet, slapeloosheid, enz. en is dikwijls gediagnosticeerd als chronisch vermoeidheidssyndroom (CVS), depressie, griep, of hormonale problemen. De veranderingen zijn dikwijls subtiel en worden slechts na lange tijd gerelateerd aan mogelijke CO-blootstelling, gewoonlijk toevallig. Vaststelling van verhoogde CO waarden in het bloed of in de omgevingslucht is immers dikwijls moeilijk tot onmogelijk. Bij chronische blootstelling aan lagere concentraties kunnen naast klachten over vermoeidheid en hoofdpijn ook vasculaire effecten optreden, zowel cardiaal, cerebraal als perifeer.

Diagnose

Het probleem van koolmonoxide is dat het kleur- en reukloos is: de vergiftiging kan daardoor dus ongemerkt optreden. Slechts op het ogenblik dat veel mensen gelijktijdig dezelfde klachten hebben, op eenzelfde locatie, en geen klachten vertonen op andere plaatsen (thuis, werk …), gaat een alarmlampje branden. Ook wanneer huisdieren ziek worden of wanneer men langdurig ‘ziek’ is, zonder dat behandeling resultaat geeft.

Een goed herkenbaar verschijnsel bij slachtoffers van de vergiftiging is de rode gelaatskleur. Koolstofmonoxide bindt aan het hemoglobine met een affiniteit die 210 maal groter is dan die van zuurstof. Het carboxyhemoglobine (COHb) geeft een directe indicatie van de door CO bezette hemoglobine in % van het totale hemoglobine. In verdachte situaties loont het dus zeker de moeite het COHb in het bloed te bepalen. Bij rokers kan de waarde 10 % tot zelfs 15 % bedragen.

Ook het myoglobine wordt gebonden, waardoor de spiercontractiliteit vermindert, wat cardiaal tot verminderde contractie kan leiden en aanleiding kan geven tot shock. Vasculaire problemen met ziekte tot gevolg kunnen optreden bij chronische COHb-niveaus van 2,5 tot 10 %. Bij gevoelige personen zoals foetussen en pasgeborenen is een COHb van 1,5 % zelfs al voldoende.

Behandeling

Een koolmonoxidevergiftiging treedt meestal op in woonhuizen. Vaak is daarbij sprake van verkeerd aangesloten (verbrandings)apparatuur en/of onvoldoende geventileerde ruimten. Wanneer er een sterke verdenking is van de vergiftiging, is het erg belangrijk om het huis direct te verlaten. In ieder geval dient er altijd medische hulp te worden ingeroepen. Het toedienen van zuurstof behoort onder andere tot de behandeling.

Het gemiddelde COHb bedraagt bij niet-rokers 1 – 2 %, bij rokers 5 – 6 %. Wanneer bij niet-rokers een COHb wordt vastgesteld van 8 – 12 % is dit een aanwijzing voor een chronische CO-intoxicatie, hogere waarden wijzen op een zekere CO-intoxicatie. Onderzoek van de woning door een deskundige (bv. van de gasmaatschappij) dringt zich op in dergelijke gevallen. Indien uit bloedonderzoek blijkt dat het COHb waarden vertoont tussen 25 % en 53 % gaat de behandelend arts onmiddellijk over tot dringende ziekenhuisopname. Trouwens mensen met dergelijke hoge waarden kunnen onmogelijk nog normaal functioneren.

Overlijden

Aan de hand van de overlijdensstatistiek (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.) kan men afleiden dat het totale aantal accidentele onopzettelijke CO-slachtoffers met dodelijke afloop, na een daling tijdens de eerste helft van de jaren ’90 van de vorige eeuw, nu vrijwel stabiel blijft.


december 2007 51

Figuur 7: Overlijdens door onopzettelijke CO-intoxicatie (Vlaanderen, 1990-2005)

Overlijdens door CO-intoxicatie (Vlaanderen, 1990-2005)

0

5

10

15

20

25

30

aantal overlijdens

man 19 19 23 23 22 23 12 17 14 14 10 13 14 12 5 10

vrouw 18 18 24 24 10 17 7 11 9 4 8 7 6 8 11 6

1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

Bron: Overlijdenscertificaten Vlaams Gewest, Vlaams Agentschap Zorg en Gezondheid

Hospitalisatie

Uit de nationale gegevens van het antigifcentrum blijkt dat het aantal CO-intoxicaties stabiel blijft. Er is wel een lichte daling van de accidentele CO-intoxicaties en een lichte stijging van de CO gerelateerde zelfmoorden vastgesteld. Ook het aantal collectieve accidenten, ongevallen waarin tenminste vijf personen betrokken zijn, komen meer voor.

Vanuit de hospitalisatiegegevens in het Vlaamse Gewest weten we verder dat er in de periode 2000-2003 ieder jaar minstens tussen de 400 en 800 CO-slachtoffers gehospitaliseerd werden (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.). De registratiegegevens van het Antigifcentrum, geldend voor geheel België, geven voor deze periode jaarlijks ongeveer 2000 slachtoffers.

2.2 Fijn stof, ozon, buitentemperatuur en gezondheid

Epidemiologisch onderzoek heeft aangetoond dat zelfs kleinere pieken van lucht-verontreiniging geassocieerd zijn met statistisch significante stijgingen in sterfte. Tijdens die pieken van luchtverontreiniging stijgt de sterfte niet alleen door respiratoire aandoeningen, maar ook door hart- en vaatziekten. Naast stijgingen in de sterfte, treden er ook meer ziekenhuisopnames voor die ziekten op. De relatie tussen sterfte en luchtverontreiniging is complex en in sterke mate afhankelijk van de buitentemperatuur.

2.2.1 Associaties tussen sterfte en PM10-concentratie in Vlaanderen (1997-2003)

Tijdens de studieperiode (1997-2003) stierven dagelijks gemiddeld 147 personen in het Vlaamse gewest (sterftes ten gevolge van een ongeval werden uitgesloten) (Torfs et al., 2005). Figuur 8, geeft de variatie in totale sterfte en de concentratie van PM10 weer tijdens de studieperiode. De gemiddelde dagelijkse PM10 was 39,5 µg/m

3.


52 december 2007

Figuur 8 Dagelijkse variatie in sterfte (zwarte punten) en PM10 (blauwe punten) (Vlaanderen, 1997-2003)

23/07/19

97

17/02/19

98

10/10/19

98

2/05

/199

9

23/12/19

99

14/07/20

00

8/02

/200

1

31/08/20

01

2/04

/200

2

28/10/20

02

17/05/20

03

27/12/20

03

0

25

50

75

100

125

150

175

200

225

250

275

0

25

50

75

100

125

150

175

200

225

250

275

Dagelijksesterfte

PM10 concentratie

(µg/m3)

zwarte punten: sterfte; blauwe punten : PM10

Bron: Torfs et al. (2005)

De gemiddelde jaarlijks vroegtijdige sterfte ten gevolge van PM10 in Vlaanderen tijdens de periode 1997-2004, waarbij het eerste kwartiel (∼20 µg) als referentie werd genomen, treft 652 personen (of 110 vroegtijdige sterftes per 1 000 000 inwoners). Deze sterfte ten gevolge van PM10 is echter niet gelijkmatig verdeeld over de verschillende seizoenen (Figuur 9 en Tabel 11) en treft jaarlijks gemiddeld 108 personen tijdens de winter, 156 tijdens de lente, 85 tijdens de herfst en 303 tijdens de zomer. Verder tekende we een drempelwaarde op in de winter terwijl tijdens de zomer de sterfte evenredig toenam met de stijging PM10 in de buitenlucht (Figuur 9).


december 2007 53

Figuur 9: Dagelijkse sterfte en PM10-concentratie over de seizoenen (Vlaanderen, 1997-2003)

120

130

140

150

160

170

180

0 25 50 75 100 PM10 (µg/m3)

dagelijkse

sterfte

winter

lente

herfst

zomer

De punten geven de gemiddelde dagelijkse sterfte per kwartiel* van PM10. *Elk kwartiel komt overeen met 25 % van de metingen, bv: laagste kwartiel representeert 25 % van de dagen met de laagste PM10-concentratie. (n = 354 357)


Tabel 11: Dagelijkse sterfte en PM10-concentratie over de seizoenen (Vlaanderen, 1997-2003)

PM10-concentratie (µg/m³)

dagelijkse sterfte (aantal)

winter 1e kwartiel 18,4 167,6

2e kwartiel 29,6 166

3e kwartiel 40,9 162,8

4e kwartiel 79 170

lente 1e kwartiel 19,4 141,74




zomer 1e kwartiel 17,6 128,8

2e kwartiel 29 130,6



herfst 1e kwartiel 19 143





Onze resultaten tonen aan dat er bij éénzelfde stijging in de PM10-concentratie tijdens de zomer meer mensen sterven dan tijdens de winter. We kunnen enkel speculeren over de mechanismen die aan de basis liggen van de veel sterkere associaties tussen sterfte en PM10 tijdens warmere periodes, terwijl de er hogere extreme PM10-waarden zijn in de winter. De component-specifieke toxiciteit van PM10 kan verschillen binnen het temperatuurbereik. Sterkere relatieve effecten in de zomer kunnen ook een consequentie zijn van een groter deel van de tijd buiten door te brengen of van een lagere achtergrond sterfte, die leidt tot relatief meer gevoelige personen in de bevolking. Onze gevoeligheidsanalyse toonde verder aan dat de associatie tussen sterfte en luchtverontreiniging niet enkel het oudste deel van de bevolking treft maar dat het effect van PM10 op de sterfte reeds betekenisvol is voor de


54 december 2007

middelbare leeftijdsgroep (55-65 jaar). De gerapporteerde associaties moeten worden geïnterpreteerd in de epidemiologische context van de analyse van tijdreeksen. Deze heeft de mogelijkheid om het korte termijneffect van luchtverontreiniging te onderzoeken welke meestal de gevoeligste personen binnen de bevolking treft, vaak met onderliggende aandoeningen. Tijdreeksanalyse is niet in staat om de gevolgen van chronische blootstellingen te onderzoeken op de ontwikkeling van chronische aandoeningen. De analyse van tijdreeksen veronderstelt dus dat luchtverontreiniging een ‘trigger’ is en maakt dus een schatting van de korte termijneffecten van luchtverontreiniging waarbij tijdelijke variaties in luchtvervuiling worden geassocieerd met ‘gezondheid’ (bv. mortaliteit, ziekenhuisopname).

2.2.2 Associaties tussen sterfte, ozon en PM10 op relatief warmere dagen

Hoewel er tijdens de koude wintermaanden aanzienlijk meer mensen sterven, houden ook de zomermaanden een aantal specifieke gezondheidsrisico’s in. De ozonconcentratie is groter, de gemiddelde en maximale dagtemperaturen zijn hoger en ook de PM10 tijdens langdurige warmteperiodes kunnen een rol spelen in het voorkomen van acute oversterfte.

Omdat enkel op relatief warmere dagen de ozonconcentratie verhoogd is, onderzochten we de associatie tussen dagelijkse sterfte en de maximum 8-uursgemiddelde ozonconcentratie op dagen met een gemiddelde temperatuur vanaf 16°C. Op dagen waarop de gemiddelde temperatuur gelijk of hoger was dan 16°C, nam de sterfte onafhankelijk van de buitentemperatuur, toe met 0,58 % voor een stijging van 10 µg/m

3 in de maximum 8-

uursgemiddelde ozonconcentratie en met 0,92 % voor een stijging van de PM10-concentratie met 10 µg/m

3. Onafhankelijk van de buitentemperatuur en de PM10-concentratie in de lucht,

sterven op dagen met een ozonconcentratie hoger dan 90 µg/m3, 3,4 personen vroegtijdig

tijdens dagen met een gemiddelde buitentemperatuur boven de 16°C (Figuur 10 en Tabel 12). Op basis van onze schattingen stierven gedurende de periode 1997-2003 gemiddeld 122 personen per jaar vroegtijdig ten gevolge van hoge ozonwaarden.

Figuur 10: Dagelijkse sterfte en de ozonconcentratie op dagen met een gemiddelde temperatuur vanaf 16°C (Vlaanderen, 1997-2003)

130

132

134

136

138

140

142

40 80 120 160 ozon (µg/m³)

dagelijkse

sterfte

(aantal)

De punten geven gemiddelde dagelijkse sterfte, per kwartiel* van de maximale 8-uursgemiddelde ozonconcentratie. De gerapporteerde associatie is gecorrigeerd voor de invloed van de buitentemperatuur en de PM10-concentratie in de buitenlucht. *Elk kwartiel komt overeen met 25 % van de metingen, bv: laagste kwartiel representeert 25 % van de dagen met de laagste ozonconcentratie (maximale 8-uursgemiddelde). (n=80 800)

Bron: Nawrot T., KULeuven


december 2007 55

Tabel 12 Dagelijkse sterfte en de ozonconcentratie op dagen met een gemiddelde temperatuur vanaf 16°C (Vlaanderen, 1997-2003)

dagelijkse sterfte (aantal)

ozonconcentratie (µg/m³)




4e kwartiel 140,3 130

Bron: Nawrot T., KULeuven

2.2.3 Associatie tussen temperatuur en sterfte (1998-2002)

Op basis van de leeftijdspecifieke dagelijkse sterfte in Vlaanderen van 1 juni tot 31 augustus tussen 1998 tot en met 2002 (Administratie Gezondheidszorg) te koppelen aan de maximale dagtemperatuur op die dagen te Ukkel (KMI) en de maximum 8-uursgemiddelde ozonconcentratie (IRCEL), ontwikkelde de Entiteit Beleidsondersteuning van de Vlaamse gezondheidsadministratie een mathematisch model om eventuele oversterfte tijdens de zomermaanden te voorspellen. Daarbij bleek de maximumtemperatuur een goede indicator voor de verwachte oversterfte te zijn, dit mee door een zeer sterke collineariteit tussen dit gegeven en de ozonconcentratie.

Wanneer de temperatuur de 25°C niet overschrijdt, is er geen betekenisvolle oversterfte (82 % van de dagen in de zomerperiodes 1998-2002). Tussen 25°C en 30°C neemt de oversterfte toe maar blijft beperkt tot minder dan 10 % (15 % van de dagen in de zomerperiodes 1998- 2002). Van 30°C tot 35°C (3 % van de dagen in de zomerperiodes 1998-2002) neemt de oversterfte sterker toe met toenemende temperatuur en ook de invloed van ozon wordt groter. Uit analyse van de Vlaamse sterftecijfers voor de zomer van 2003, die een aantal zeer warme periodes kende, bleek de oversterfte vooral betrekking te hebben op hoogbejaarden. In de hypothetische situatie van maximale dagtemperaturen boven de 35°C voorspelt het model een zeer sterke oversterfte die tot 50 % en meer van het verwachte aantal dagelijkse sterfgevallen kan bedragen.

2.2.4 Mortaliteit in België

Het wetenschappelijk instituut volksgezondheid (De Laet & Maes, 2006) volgt de mortaliteit op in de zomerperiode.

In de maand juni van 2005 bleek een uitzonderlijk hoge gemiddelde temperatuur te hebben, terwijl de maanden juli en augustus normaal waren. De mortaliteit was op maandbasis in die periode niet hoger dan normaal (in juli en augustus was deze zelfs lager dan deze van de periode 2000-2004. Toch waren er enkele pieken in mortaliteit die gepaard gingen met hoge temperaturen en ozonpieken: (27-28/5; 19-24/6; 30-31/8 en 1-2/9). Niet alle periodes met ozonpieken en verhoogde temperaturen leidden echter tot verhoogde mortaliteit. Op 13 en 15 juli bv. werd ondanks een temperatuur tot 28,6 °C en een ozonpiek geen verhoging in de mortaliteit vastgesteld. Figuur 11 toont de mortaliteit in België gedurende de zomer 2005.


56 december 2007

Figuur 11: Dagelijkse totale mortaliteit (België, zomer 2005)

gegevens tot 3 december 2005

Bron: De Laet & Maes (2006)

In Figuur 12 wordt de mortaliteit weergegeven in de zomer van 2006 samen met de minimum en maximumtemperatuur in deze periode. Het jaar 2006 kende 4 periodes van hoge temperaturen in combinatie met hoge ozonpieken, de hittegolven deze situeerden zich in de maanden juni en juli en telden in het totaal 22 dagen. In de maanden juni, juli en september waren er dagen met een aanzienlijke mortaliteit in de totale bevolking (d.w.z. een mortaliteit groter dan het dubbel van de variatie in mortaliteit van de voorbije vijf jaar). Dit gebeurde op 12-14 juni, 4,6,19 tot 23 en 25-29 juli en 13 september (Maes et al., 2007).

Figuur 12: Dagelijkse totale mortaliteit (België, zomer 2006)

Bron: Maes et al. (2007)


december 2007 57

2.2.5 Hittegolf en ozonpiekenplan (H.O.P.)

Tijdens langdurige warmteperiodes is het belangrijk de bevolking en gezondheidswerkers te informeren over de gevaren. De federale overheidsdienst (FOD) Volksgezondheid stelde hiervoor in 2003 preventietips op. Aandachtspunten zijn onder meer het regelmatig drinken van water, het dragen van wijde en lichte kleding, het sluiten van luiken en gordijnen en het opwekken van tocht. Sociale ondersteuning en aandacht voor personen met een verhoogd risico is eveneens erg belangrijk. (www.health.fgov.be).

Sinds juni 2005 heeft België een hittegolf- en ozonpiekenplan (H.O.P.). Dit plan telt verschillende fasen: de waakzaamheidsfase, de prealarmfase (alarmfase niveau 1), de alarmfase (alarmfase niveau 2) en de crisisfase. Figuur 13 toont de verschillende fasen en geeft de criteria om naar een volgende fase te gaan. Bij elke fase hoort een eigen pakket aan maatregelen die gaan van algemene sensibilisatie van het groot publiek en verspreiden van folders tot het oprichten van een crisiscel en installeren van geventileerde en gekoelde ruimten waar risicopersonen terecht kunnen. De volledige lijst van maatregelen is terug te vinden in de folder ‘Hittegolf en ozonpieken zomer 2006’ van de gemengde interministeriële conferentie voor het leefmilieu en gezondheid (GICLG).

In 2006 werd de alarmfase (niveau 2) afgekondigd gedurende 18 dagen nl. in de periode 30 juni tot en met 6 juli en de periode 17juli tot en met 27 juli.

Figuur 13: Schematisch overzicht fasen hittegolf en ozonpiekenplan

tmin > x dagen: gemiddelde minimum t° over x aantal dagen; tmax > x dagen= gemiddelde maximum temperatuur over x dagen; EU-informatiedrempel: uurgemiddelde ozonconcentratie hoger dan 180 µg/m³; EU-alarmdrempel: uurgemiddelde ozononcentratie hoger dan 240 µg/m³

Bron: VMM op basis van GICLG (2006)

2.3 Biomonitoring: een methode voor het inschatten van blootstelling en effect

De gezondheid van de mens wordt beïnvloed door allerhande externe factoren, onder andere door milieufactoren. De mens kan blootgesteld worden aan milieupolluenten via de lucht, de


58 december 2007

bodem, het water, de voeding of via complexe interacties tussen deze verschillende milieucompartimenten (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.).

Figuur 14: Mogelijke blootstellingsroutes voor milieufactoren

Lucht

Bodem

Oppervlakte

water

Grondwater

Bron: Kleinjans (2003)

De toxische invloed van polluenten is zowel afhankelijk van de concentratie van de stof, als van de duur van de blootstelling. De duur wordt mee bepaald door de afbreekbaarheid van de stof. Zo zal benzeen in de bodem bij relatief lage concentraties onder invloed van zonlicht en micro-organismen worden afgebroken terwijl toxische metalen zoals arseen, lood en cadmium in de bodem zullen opstapelen en geen afbraak zullen ondergaan.

Epidemiologisch toxicologisch onderzoek is gericht op de analyse van feitelijke risicosituaties zoals deze zich voordoen bij de algemene bevolking. Eén van de wetenschappelijke vraagstellingen in het onderzoek naar gezondheidseffecten is het vastleggen van een kwantitatief verband tussen blootstelling en effect in een dosis-effect-relatie. Hierbij wordt onderscheid gemaakt tussen de uitwendige blootstelling meetbaar door omgevingsmonitoring en de inwendige blootstelling meetbaar door biologische monitoring.

Omgevingsmonitoring is het bepalen van concentraties van een stof in de lucht, het voedsel, de bodem of in andere externe media om deze met de norm te vergelijken. Bij persoonlijke omgevingsmonitoring, bijvoorbeeld door het dragen van een dosismeter, wordt de externe concentratie van stoffen gemeten in de onmiddellijke nabijheid van het individu. Dit geeft een objectievere schatting van de individuele uitwendige blootstelling.

Om een beeld te krijgen van de daadwerkelijke inwendige blootstelling wordt biologische monitoring of biomonitoring toegepast, waarbij toxische stoffen of hun metabolieten worden gemeten in bloed, urine of andere biologische matrices (Den Hond & Schoeters, 2005). Biologische monitoring heeft als voordeel dat alle relevante blootstellingsroutes op geïntegreerde wijze in beschouwing worden genomen. Tussen individuen kunnen immers aanzienlijke verschillen bestaan in absorptie, distributie en metabole verwerking van polluenten, die mee de individuele gevoeligheid verklaren. In vergelijking met metingen van externe blootstelling, staat een biomerker korter bij een mogelijke ziektetoestand (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.). Medici en toxicologen spraken hun bezorgdheid uit over grotere gevoeligheid van kinderen en adolescenten voor milieupolluenten (Goldman, 1998; Golub, 2000).


december 2007 59

Biomerkers van blootstelling geven geen informatie over de blootstellingsroute, maar weerspiegelen de totale geïntegreerde blootstelling. Bij het interpreteren van een biomonitoringsstudie is het belangrijk de biologische halfwaardetijd en de normale snelheid van verwerking door het menselijk lichaam (basale toxicokinetiek) van de polluent te kennen. Zo zal een meting van de hoeveelheid dioxines, die in het lichaam accumuleren, een levenslang blootstellingsniveau weerspiegelen terwijl de concentratie metabolieten van benzeen slecht een beeld geven over de blootstelling gedurende de laatste uren (Lauwerys et al., 1994; Vineis & Martone,1995).

Figuur 15: Biomonitoring van blootstelling en effect

Interne

dosis

Biologische

respons

Biologische

dosis

Vroegtijdig

effect

Ziekte

Individuele gevoeligheid

Biomerker van

blootstelling

Blootstelling

Biomerker van

effect

Bron: Den Hond & Schoeters (2005)

Vóór ziekte optreedt kan men reeds preklinische biologische veranderingen meten die eventueel nog omkeerbaar zijn. Deze veranderingen staan in relatie met de blootstelling aan de polluent. Het zijn biomerkers van effect (Nawrot et al., 2002a). Daarnaast worden nog biomerkers van individuele gevoeligheid gemeten. Een biomerker van gevoeligheid is een aangeboren of verworven toestand die een individu gevoeliger of juist ongevoeliger maakt voor de blootstelling aan een bepaalde toxische substantie, bijvoorbeeld ijzerstatus, genetische polymorfismen van enzymen betrokken bij de afbraak van polluenten … De ijzerstatus van een indivdu speelt bijvoorbeeld een belangrijke rol in de opname van cadmium en kan zo een verklarende factor zijn voor individuele verschillen in gevoeligheid. Medici en toxicologen spraken hun bezorgdheid uit over grotere gevoeligheid van kinderen en adolescenten voor milieupolluenten (Goldman, 1998; Golub, 2000).

In opdracht van de Vlaamse Regering werd in 1999 een pilootstudie bij adolescenten en volwassenen uitgevoerd om de haalbaarheid van biomonitoring in Vlaanderen te evalueren. Dit pilootproject werd gunstig geëvalueerd (Staessen et al., 2001, Vlietinck et al., 2000). Op 31 oktober 2001 werd een aantal steunpunten opgericht voor beleidsondersteunend onderzoek, waaronder het Steunpunt Milieu en Gezondheid (www.milieu-en-gezondheid.be). Binnen dit steunpunt werd in de periode 2002-2006 een Vlaams humaan biomonitoringsprogramma uitgevoerd waarbij de blootstelling en vroege gezondheidseffecten werden gemeten in acht aandachtsgebieden in Vlaanderen, namelijk in de Antwerpse agglomeratie, de Gentse agglomeratie, landelijk gebied, fruitstreek (Sint-Truiden), havengebieden (Gentse kanaalzone en Antwerpse haven), Albertkanaalzone, non-ferro industrie (Olen) en verbrandingsovens. De campagne wordt uitgevoerd in drie geselecteerde leeftijdsgroepen. Bij pasgeborenen werd gekeken naar persistente componenten die de baby bij het begin van het leven via de moeder meekrijgt. Bij adolescenten (14 - 15 jaar) werden de polluenten bestudeerd waarmee men dagelijks in contact komt via de woning, het verkeer en hobby’s. Bij volwassenen (50 - 65 jaar) werd de levenslange blootstelling van cumulatieve componenten onderzocht. In dit hoofdstuk worden de resultaten van beide studies beschreven.


60 december 2007

2.3.1 Pilootstudie Milieu en Gezondheid

In het pilootproject Milieu en Gezondheid werden in 1999 vragenlijstgegevens, klinische gegevens en bloed- en urinestalen verzameld bij 200 17- 18-jarige adolescenten (Staessen et al., 2001; Van Den Heuvel et al., 2002; Den Hond et al., 2002), 200 vrouwen tussen 50 en 65 jaar (Koppen et al., 2002) en 100 mannen tussen 21 en 40 jaar. Van deze groepen werd de helft gerecruteerd in een landelijk controlegebied (Peer) en de andere helft in twee voorsteden van Antwerpen (Hoboken en Wilrijk). Deze voorsteden worden doorkruist door belangrijke verkeersassen. Op hun grondgebied bevinden zich een primaire loodsmelter (Hoboken), twee huisvuilverbrandingsovens (Wilrijk), een drukkerij (Wilrijk) en verschillende andere kleine en middelgrote ondernemingen.

Biomerkers van blootstelling

Bij de jongeren werden volgende blootstellingsmerkers gemeten:

� gechloreerde persistente stoffen: PCB’s en dioxine-achtige stoffen

� zware metalen: lood en cadmium

� afbraakproducten van vluchtige stoffen: polyaromatische koolwaterstoffen (PAK’s: de urinaire metaboliet 1-hydroxypyreen), benzeen (urinair t,t’-muconzuur) en tolueen (urinair ortho-cresol)

Bij de volwassen vrouwen werden volgende blootstellingsmerkers gemeten:

� gechloreerde persistente stoffen: PCB’s en dioxine-achtige stoffen

� pesticiden: Hexachloorbenzeen (HCB), p,p’-DDT en zijn metaboliet p,p’-DDE, γ-hexachloorhexaan (γ-HCH) en pentachlorofenol (PCP)

Bij de 21- tot 40-jarige mannen werd enkel 1-hydroxypyreen (afbraakproduct van PAK’s) als blootstellingsmerker gemeten.

Zowel bij de jongeren als bij de vrouwen waren de PCB-gehaltes significant hoger in het voorstedelijke gebied in vergelijking met de waarden in het landelijke Peer. Bij de jongeren uit Hoboken werden ook significant hogere gehalten aan dioxine-achtige stoffen en lood waargenomen. De gehalten aan afbraakproducten van vluchtige stoffen waren significant verhoogd bij de jongeren uit Wilrijk. Bij de vrouwen waren de concentraties van de meeste gemeten organochloorpesticiden (PCP, p,p’-DDE en γ-HCH) hoger in het landelijke Peer, waarbij het gehalte aan p,p’-DDT zelfs significant verhoogd was in dit gebied. De HCB-concentratie daarentegen was significant verhoogd in het voorstedelijke gebied. De jongeren uit Peer en Wilrijk hadden hogere cadmiumconcentraties in hun bloed, maar de gehalten urinair cadmium vertoonden geen geografische verschillen.

Biomerkers van effect

Ook werden enkele biomerkers bepaald die verband houden met gezondheidseffecten:

Bij de jongeren:

� afweersysteem: concentratie ‘natural killer’-cellen, immunoglobuline E

� hormoonverstoring: puberteitsontwikkeling

� DNA-schade: komeettest, 8-hydroxy-deoxyguanosine

� Nierwerking: β2-microglobuline in de urine, cystatine-C in serum

Bij de volwassen vrouwen:

� Afweersysteem: T-lymfocyten, ‘natural killer’-cellenleucocyten, immunoglobulinen

� Hormoonverstoring: ‘time to pregnacy’, Thyroid Stimulerend Hormoon

� Kankermerkers: anti-p53, c-erbB2 etodomein, TPS, alfa-foetoproteïne, CEA, CA, placentair alkalisch fosfatase, Bladder Tumor Antigen, IGF-I, sIL-2 receptor, PDGF-β


december 2007 61

� Nierwerking: β2-microglobuline in de urine, cystatine-C in serum

� Botmetabolisme: osteocalcine, alkalische fosfatase

Bij de volwassen mannen:

� Hormoonverstoring: testosteron, sexhormoon bindend globuline, oestradiol, thyroid stimulerend hormoon, luteïneserend hormoon, follikel stimulerend hormoon, inhibine B

� spermakwaliteit

Jongeren uit Wilrijk die dicht bij de verbrandingsovens woonden, vertoonden een latere sexuele ontwikkeling dan de andere jongeren en het testiculair volume van jongens uit de voorsteden was kleiner dan bij de jongens uit het landelijke gebied. Jongens met hogere PCB-waarden bevonden zich in een lager puberteitsstadium en meisjes met hogere gehalten dioxine-achtige stoffen hadden een achterstand in borstontwikkeling (Den Hond et al., 2002). Dit is in overeenstemming met de gangbare hypothese dat PCB’s een oestrogene (vervrouwelijking) en dioxines een anti-oestrogene werking hebben (Sharpe & Skakkebaek, 1993). De volwassen mannen uit het landelijke Peer hadden een lager serumgehalte aan het testosteronhormoon en een lager gehalte aan sperma met normale morfologie.

De biomerkers voor nierdysfunctie (cystine-c en β2-microglobuline) waren bij de jongeren beiden verhoogd in Hoboken en waren positief geassocieerd met de loodconcentratie in het bloed (Staessen et al., 2001).

Bij een verdubbeling van de benzeenblootstelling bij de jongeren was er 74 % meer kans op DNA-breuken. Bij een verdubbeling van de PAK-blootstelling bij de jongeren nam de kans op DNA-breuken toe met 58 % en steeg de kans op chromosoomafwijkingen met 56 %. De DNA-schade gemeten met de komeettest steeg bij hogere blootstelling van de jongeren aan tolueen (urinair ortho-cresol), benzeen (urinair t,t’-muconzuur) en PAK’s (urinair 1-hydroxypyreen). De urinaire uitscheiding van het DNA-herstelenzyme 8-hydroxy-deoxyguanosine steeg met toenemende tolueenblootstelling van de jongeren. Bij de volwassen vrouwen waren hogere gehalten aan kankermerkers positief geassocieerd met de gehalten lood, cadmium en dioxine-achtige stoffen in het bloed en cadmium en de PAK-merker in de urine. De vrouwen uit de voorstedelijke gebieden hadden verhoogde concentraties aan kankermerkers.

Bij vrouwen uit de voorstedelijke gebieden werden verlaagde concentraties afweerstoffen aangetroffen. De concentratie ‘natural killer’-cellen en de antilichamenrespons onder de vorm van immunoglobuline E was lager bij hogere dioxineconcentraties in het serum van de jongeren. Bij deze blootstellingen kunnen zich al veranderingen van de immunorespons voordoen (Van Den Heuvel et al., 2002).

Met uitzondering van de effecten van lood en cadmium op de nierfunctie, was dit de eerste maal ter wereld dat een biomonitoringsproject voor het meten van verschillende polluenten werd uitgevoerd bij jongeren die hoofdzakelijk via het milieu waren blootgesteld.

2.3.2 Vlaams humaan biomonitoringsprogramma 2002-2006

De resultaten van de pilootstudie hebben geleid tot de oprichting van het Steunpunt Milieu en Gezondheid, een consortium van universiteiten en onderzoeksinstellingen dat ondermeer verantwoordelijk is voor het uitvoeren van het Vlaams humaan biomonitoringsprogramma. Het doel van het Vlaams Humaan biomonitoringsprogramma is de uitbouw van een meetnetwerk dat toelaat om op systematische wijze vast te stellen of er in Vlaanderen meetbare signalen zijn van milieuvervuiling in de mens (biomerkers van blootstelling) en of deze blootstelling gerelateerd is met vroegtijdige gezondheidseffecten (biomerkers van effect).

In drie opeenvolgende campagnes werd er gemeten bij pasgeborenen, jongeren en volwassenen. In de pasgeborenencampagne werden polluenten gemeten die zich opstapelen in het lichaam van de moeder en die tijdens de zwangerschap worden doorgegeven aan het ongeboren kind. Daarom werden gehalten van vervuilende stoffen gemeten in het navelstrengbloed. Deze gehalten zijn een maat voor de blootstelling van de moeder, maar


62 december 2007

vooral voor de (milieu)startbelasting die de baby van de moeder meekrijgt bij de geboorte. Prioritair werd in deze campagne gekozen voor stoffen die moeilijk afbreekbaar zijn, daardoor lang in het lichaam blijven en waarvan de giftigheid goed gekarakteriseerd is Bij de jongeren werd gekozen om de actuele blootstelling aan stoffen waarmee men dagelijks in contact komt via omgeving, voeding, hobby’s … te bepalen. De campagne bij de volwassenen is dan weer gericht op opstapeling van polluenten in het lichaam.

Methodologie

Onderzoeksgebieden

Het onderzoek werd uitgevoerd in acht aandachtsgebieden met een typische milieubelasting, namelijk in de Antwerpse agglomeratie, Gentse agglomeratie, fruitstreek (regio Sint-Truiden), landelijke gebieden (geselecteerde gemeenten in Oost- en West-Vlaanderen en Vlaams-Brabant), havengebieden (Antwerpse haven en Gentse kanaalzone), Albertkanaalzone (regio Geel-Beringen), non-ferro industrie (regio Olen) en verbrandingsovens. In totaal werden 65 gemeenten of delen van gemeenten afgebakend als onderzoeksgebied. Hierin woonden ca. 1,2 miljoen inwoners. Dit is 20 % van de Vlaamse bevolking.

Recrutering pasgeborenen

Indien een moeder beviel in één van de geselecteerde kraamklinieken en ze minstens 5 jaar in het studiegebied woonde, werd haar toestemming voor deelname gevraagd. Het navelstrengbloed (minimum 30 mL) werd dan opgevangen door de vroedvrouw, de klinische gegevens van de baby (geboortegewicht, lengte, hoofdomtrek, apgar score, enz.) werden geregistreerd en de moeder vulde een aantal vragenlijsten in over haar leefgewoonten (roken, medicatie, voeding, enz), haar omgeving (huis, verkeer, woonomgeving) en haar gezondheid (vruchtbaarheid, allergie). In totaal namen 1 196 moeder-kind paren deel aan de studie. Het deelnemingspercentage bedroeg 97 %.

In de regio verbrandingsovens werden in de pasgeborenencampagne slechts 25 moeders gerekruteerd. Veertien ervan waren afkomstig van Menen. Dit gebied wordt voor de pasgeborenen en moeders aangeduid als ‘Menen+’. Aangezien dit gebied niet noodzakelijk representatief is voor de regio verbrandingsovens, en aangezien de aantallen te laag zijn, is er voorzichtigheid geboden bij de interpretatie van de resultaten uit het gebied ‘Menen+’.

Recrutering jongeren

In de jongerencampagne werden jongeren onderzocht van 14-15 jaar oud. Deze werden gerecruteerd via de school. De jongeren die woonden op een adres binnen één van de studiegebieden, kregen via de school een folder en een toestemmingsformulier. Zowel ouders als jongere dienden toestemming te geven. Na het verzamelen van de toestemmingsformulieren werd gecontroleerd of de jongere minstens 5 jaar in het studiegebied woonde. Omdat de gebieden rond verbrandingsovens bestaan uit zeer kleine gebieden werd niet gewerkt via de scholen, maar werden de jongeren aangeschreven op hun thuisadres.

Naast het invullen van een uitgebreide vragenlijst rond gezondheid, leefstijl, voeding … door ouders en jongeren werden de jongeren ook gemeten, gewogen en werd er een bloed- en urinestaal genomen. In het totaal namen 1 679 jongeren deel aan deze meetcampagne, in elk typegebied ongeveer 200. Het deelnamepercentage is 52,7 %. De niet-deelnemers bezorgden het toestemmingsformulier niet terug, weigerden deel te nemen, voldeden niet aan de inclusiecriteria of hadden een onvolledige vragenlijst/staalname.

Recrutering volwassenen

Voor de recrutering van de volwassenen werden een aantal gemeenten geselecteerd binnen de aandachtsgebieden. De adresgegevens van de inwoners in de juiste leeftijdscategorie (50 – 65 jaar) werden opgevraagd bij de burgerlijke stand. Er werd een indeling gemaakt in de volgende leeftijdsgroepen 50-54, 55-59 en 60-65 jaar. De selectie gebeurde evenredig binnen


december 2007 63

elke leeftijdsgroep. Een korte selectievragenlijst werd opgestuurd samen met een folder waarin het onderzoek werd toegelicht. Ook de partners mochten deelnemen als ze voldeden aan de voorwaarden, zijnde tussen 50 en 65 jaar zijn, minstens 5 jaar wonen in één van de aandachtsgebieden, voldoende Nederlands spreken om de vragenlijst in te vullen en hun schriftelijke toestemming geven voor deelname via een geïnformeerd toestemmingsformulier. Naar de kandidaat-deelnemers werd een uitgebreide vragenlijst opgestuurd die ze samen met het toestemmingsformulier moesten meebrengen op de dag van het onderzoek.

Het deelnamepercentage is 27,4 %. De niet-deelnemers stuurden geen antwoord terug, voldeden niet aan de inclusiecriteria, konden zich niet vrijmaken op de dag van het onderzoek, konden zich niet verplaatsen of waren ziek. In totaal namen 1 583 volwassenen deel aan de meetcampagne, met ongeveer 200 deelnemers per gebied.

Referentiewaarden voor blootstelling

Voor de pasgeborenen werden voor volgende polluenten biomerkers van blootstelling bepaald in navelstrengbloed:

� gechloreerde persistente stoffen: PCB’s en dioxines.

� pesticiden: hexachlorobenzeen (HCB) en dichloordiphenyldichlooretheen (p,p’-DDE afbraakproduct van DDT).

� zware metalen: lood (Pb) en cadmium (Cd).

Bij jongeren en volwassenen werden blootstellingsmerkers bepaald voor:

� gechloreerde persistente stoffen: PCB’s (bij jongeren en volwassenen) en dioxines (enkel bij volwassenen).

� pesticiden: HCB en p,p’-DDE.

� zware metalen lood en cadmium.

� afbraakproducten van vluchtige stoffen: merker voor PAK’s (1-hydroxypyreen) en een merker voor benzeen (t,t’-muconzuur).

Voor elke biomerker werden referentiewaarden berekend op basis van de gegevens van de totale groep. De referentiewaarden zijn populatie-gewogen, d.w.z. dat er bij de berekening rekening werd gehouden met het aantal inwoners van een gebied. Een gebied met een groter bevolkingsaantal zal dus zwaarder doorwegen bij de berekening van de referentiewaarde dan een gebied met minder inwoners. De referentiewaarden zijn gecorrigeerd voor factoren die een invloed kunnen hebben op de metingen maar die geen relatie hebben met de kwaliteit van het leefmilieu. Bij de pasgeborenencampagne werd bv. gecorrigeerd voor leeftijd en roken, d.w.z. dat de waarden werden berekend voor een moeder met een gemiddelde leeftijd en een gemiddeld rookgedrag (zowel de rookgewoonten vóór als tijdens de zwangerschap werden in rekening gebracht).

De referentiewaarden vormen een vergelijkingspunt. Bijvoorbeeld, ieder individueel onderzoeksgebied kan vergeleken worden met de referentiewaarde, de referentiewaarden kunnen getoetst worden aan buitenlandse studies of aan internationale normen en richtlijnen. Bij herhaling van eenzelfde campagne, kan men een evolutie in de tijd vaststellen.

Voor elke biomerker van blootstelling werden twee referentiewaarden berekend (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden., Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. en Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.):

� Referentiegemiddelde = het populatie-gewogen gemiddelde van een biomerker na correctie. Het 95 %-betrouwbaarheidsinterval (95 % BI) is de range waarbinnen de werkelijke waarde met 95 % zekerheid ligt.

� Referentie-P90 = populatie-gewogen 90e percentiel (met 95 % BI) van een biomerker

na correctie. De 90e percentiel is de waarde van de 90

e persoon indien we de gegevens

van 100 personen zouden rangschikken van laag naar hoog. Het berekenen van een P90 is relevant omdat voor iedere hier gemeten blootstellingsmerker geldt dat een lagere


64 december 2007

waarde een betere waarde is. Vanuit toxicologisch standpunt is het belangrijk om naar de hogere waarden te kijken omdat een gemiddelde van een populatie nog niet genoeg zegt over de spreiding binnen de groep.

Tabel 13: Referentiewaarden voor de biomerkers van blootstelling pasgeborenen (8 typegebieden, 2005)

biomerker van blootstelling aantal referentie-gemiddelde (95 % BI)

referentie-P90 (95 % BI)

dioxineachtige stoffen (pg TEQ/g vet)

871 23 (21-24) 55 (44-67)

som PCB’s (ng/g vet) 1 054 64 (61-68) 166 (140-192) p,p’-DDE (ng/g vet) 1 112 110 (104-116) 332 (237-428) HCB (ng/g vet) 1 044 18,9 (17,9-20,0) 48,0 (39,2-56,8) lood (µg/L) 1 107 14,7 (14,0-15,5) 42,6 (27,7-57,5) cadmium (µg/L) 1 107 0,21 (0,19-0,23) 1,28 (0,87-1,68) 95 % BI = 95 % betrouwbaarheidsinterval. TEQ = toxische equivalenten. pp’-DDE = dichloordiphenyl-dichloorethyleen, metaboliet van DDT. HCB = hexachloorbenzeen. dioxineachtige stoffen (dioxines, furanen, PCB’s en dioxineachtige PCB’s) worden gemeten met de DR-Calux® bioassay. Som PCB’s = som van merker PCB 138, 153 en 180. Alle merkers werden gecorrigeerd voor leeftijd en rookgedrag van de moeder.

Bron: Steunpunt Milieu en Gezondheid (2005)

Tabel 14: Referentiewaarden voor de biomerkers van blootstelling jongeren (8, typegebieden, 2006)

Biomerker van blootstelling aantal referentie-gemiddelde (95 % BI)


som PCB’s (ng/g vet) 1 645 68 (66-70) 116 (111-121) p,p’-DDE (ng/g vet) 1 645 94 (89-99) 274 (242-306) HCB (ng/g vet) 1 581 20,9 (20,4-21,3) 30,6 (29,3-31,9) lood (µg/L) 1 659 21,7 (20,8-22,6) 46,7 (44,2-49,2) cadmium (µg/L) 1 659 0,36 (0,33-0,38) 1,32 (1,23-1,40) PAK-merker (1-hydroxypyreen in

ng/g creatinine) 1 598 88 (81-95) 484 (409-559)

benzeen-merker (t,t’-muconzuur in µg/g creatinine)

1 598 72 (69-79) 271 (241-300)

95 % BI = 95 % betrouwbaarheidsinterval; pp’-DDE: dichloordiphenyldichloorethyleen, metaboliet van DDT; HCB: hexachloorbenzeen; som PCB’s = som van merker PCB’s 138 , 153 en 180; Alle merkers werden gecorrigeerd voor leeftijd, geslacht en roken. PCB’s, p,p’-DDE en HCB werden ook gecorrigeerd voor body mass Index (BMI)

Bron: Steunpunt Milieu en gezondheid (2006)

Tabel 15: Referentiewaarden voor de biomerkers van blootstelling volwassenen (8 typegebieden, 2004-2005)

Biomerker van blootstelling aantal referentie-gemiddelde (95 % BI)


dioxine-achtige stoffen (pg Calux TEQ/g vet)

1 397 19,2 (18,2-20,2) 46,1 (43,3-49,0)

som PCB’s (ng/g vet) 1 530 333 (325-341) 515 (499-531) p,p’-DDE (ng/g vet) 1 530 423 (398-449) 1 360 (1 253-1 467) HCB (ng/g vet) 1 530 56,9 (55,2-58,6) 110 (104-115) lood (µg/L) 1 534 39,6 (38,4-40,9) 77,3 (73,8-80,9) cadmium (µg/L) 1 534 0,42 (0,40-0,44) 1,03 (0,96-1,09) cadmium (µg/g creatinine) 1 535 0,62 (0,60-0,64) 1,21 (1,14-1,28) PAK-merker (1-hydroxypyreen in

ng/g creatinine) 1 529 147 (138-157) 610 (529-690)

benzeen-merker (t,t’-muconzuur in µg/g creatinine)

1 349 85 (79-92) 331 (280-381)

95 % BI = 95 % betrouwbaarheidsinterval; pp’-DDE: dichloordiphenyldichloorethyleen, metaboliet van DDT; HCB: hexachloorbenzeen; som PCB’s = som van merker PCB’s 138 , 153 en 180; Dioxine-achtige stoffen (dioxines en furanen) werden bepaald met de XDS-calux® assay. Alle merkers werden gecorrigeerd voor leeftijd, geslacht en roken. Dioxine-achtige stoffen, PCB’s, p,p’-DDE en HCB werden ook gecorrigeerd voor body mass Index (BMI)



december 2007 65

Merker PCB 138, 153 en 180 werden chemisch gemeten in het serumvet. Deze drie PCB’s zijn kwantitatief de belangrijkste in het menselijk lichaam (40 - 60 % van de totale PCB-concentratie) en zijn dus geschikte merkers voor de totale PCB lichaamsbelasting. Hexachlorobenzeen (HCB) en dichloordiphenyldichlooretheen (p,p’-DDE; metaboliet van DDT) zijn pesticiden die reeds jarenlang verboden zijn in België. Door hun persistente eigenschappen zijn ze in aanzienlijke hoeveelheden aanwezig in de voedselketen en in het menselijk lichaam. De waarden voor de vetoplosbare persistente stoffen (PCB’s, DDE en HCB) zijn voor pasgeborenen en jongeren vrij gelijkaardig. Vet passeert namelijk makkelijk doorheen de placenta. Omdat het navelstrengbloed echter minder vet bevat worden deze stoffen uitgedrukt per gram bloedvet. Bij de volwassenen liggen de gehalten voor deze stoffen veel hoger, wat duidelijk de accumulatie van deze stoffen in het vetweefsel illustreert. De gehalten dioxine-achtige stoffen bij de volwassenen en in het navelstrengbloed kunnen niet met elkaar vergeleken worden, gezien voor de analyse verschillende technieken zijn gebruikt. Voor deze stoffen zijn geen normern of richtlijnen beschikbaar.

Naast de chloorhoudende organische polluenten, werd ook lood en cadmium gemeten. De waarden die teruggevonden zijn bij jongeren blijken hoger te liggen dan deze in het navelstrengbloed. Dit is te verwachten aangezien deze zware metalen moeilijk door de placenta dringen. De loodwaarden bij de volwassenen lagen nog hoger. De referentiewaarden van de jongeren en de volwassenen kunnen vergeleken worden met de advieswaarde van de WHO die stelt dat waarden onder 100 µg/L bloed lood veilig zijn voor de gezondheid. Bij de onderzochte jongeren hadden 0,2 % een bloedloodconcentratie die hoger lag, bij de volwassenen was dit 1,6 %. Recente studies wijzen echter op kleine effecten op cognitieve ontwikkeling bij bloedloodgehaltes lager dan 100 µg/L (zie ook 1. Verloren gezonde levensjaren). Voor cadmium is er enkel een advieswaarde voor beroepsblootstelling beschikbaar van 5 µg/L voor bloed cadmium en 2 µg/g creatinine voor urinair cadmium. Alle jongeren hadden een lagere bloedcadmiumwaarde en bij de groep volwassenen had één deelnemer een bloedcadmiumwaarde boven deze waarde en 2,3 % van de volwassenen hadden urinaire cadmiumwaarden boven de richtlijn.

Voor de PAK-merker en de benzeenmerker zijn er eveneens enkel advieswaarden voor de beroepsbevolking. Voor de PAK-merker bedraagt deze 2 000 ng/g creatinine en voor de benzeenmerker 500 µg/g creatinine. Van de onderzochte jongeren bleek 0,2 % van de groep boven de advieswaarde voor de PAK-merker te liggen en 3,5 % boven advieswaarde van de merker van benzeen. Bij de volwassenen was dit respectievelijk 1,1 % en 4,7 %. Advieswaarden voor beroepsblootstelling zijn minder streng dan de advieswaarden voor de algemene bevolking.

Referentiewaarden voor effectmerkers

Er werden ook vroege biologische effecten of effectmerkers gemeten. Deze effecten zijn vaak meer voorspellend voor gezondheidsrisico’s dan de gehaltes aan vervuilende stoffen. Soms werken meerdere polluenten in op hetzelfde gezondheidseffect.

Voor de biomerkers van effect werd niet altijd een P90 berekend. Een P90 is soms niet relevant omdat men bij vele effectmerkers bij voorkeur vergelijkt met een normale range. Bijvoorbeeld voor TSH in navelstrengbloed zijn zowel verhoogde als verlaagde waarden nadelig.

Pasgeborenen en moeders

Bij de pasgeborenen werden een aantal gezondheidseffecten gemeten waarvan is geweten dat ze mogelijk gerelateerd zijn met de biomerkers van blootstelling. Uit de internationale literatuur is geweten dat de gemeten polluenten een effect kunnen hebben op het verloop van de zwangerschap (zwangerschapsduur, vroeggeboorte), de groei van de baby (gewicht, lengte, hoofdomtrek) en op de neurologische en ontwikkeling en de werking van het afweersysteem van de baby, die beiden onder controle staan van het schildklierhormoon (TSH). Al deze parameters werden bestudeerd als biomerker van effect. De gemeten polluenten kunnen het afweersysteem en de werking van de hormonen verstoren. Daarom werden gegevens over de vruchtbaarheid en het voorkomen van allergieën en infecties bij de moeder bevraagd.


66 december 2007

Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. en Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. geven de referentiegemiddelden voor de effectmerkers, respectievelijk bij de baby en de moeder.

Tabel 16: Referentiewaarden voor de biomerkers van effect bij de baby (8 typegebieden, 2005)

biomerker van effect aantal

Referentiegemiddelde (95% BI)

geboortegewicht (kg) 1 152 3,39 (3,36-3,41) lengte (cm) 1 139 50,2 (50,1-50,3) hoofdomtrek (cm) 1 115 34,5 (34,4-34,5) zwangerschapsduur (weken) 868

1 39,2 (39,1-39,3)

% vroeggeboorte 8681 1,9

TSH in navelstrengbloed (mIU/L) 1 101 8,2 (7,7-8,6) TSH van hielprik (mIU/L) 1 117 1,38 (1,31-1,46) 95 % BI = betrouwbaarheidsinterval. TSH = thyroïd stimulerend hormoon 1 Zwangerschapsduur en % vroeggeboorten: enkel bij moeders die spontaan bevallen. Gemiddelde waarden zijn geometrische populatie-gewogen gemiddelden met 95% betrouwbaarheidsinterval na correctie voor verstorende factoren. Geboortegewicht: correctie voor zwangerschapsduur, geslacht baby, pariteit, meerlingzwangerschap, leeftijd moeder, gewicht moeder, roken tijdens zwangerschap. Lengte: correctie voor zwangerschapsduur, pariteit, geslacht baby, leeftijd moeder, lengte moeder, lengte vader, roken tijdens zwangerschap. Hoofdomtrek: correctie voor zwangerschapsduur, pariteit, meerlingzwangerschap, geslacht baby, leeftijd moeder, roken tijdens zwangerschap. Zwangerschapsduur en vroeggeboorte: correctie voor leeftijd moeder, meerlingzwangerschap, complicaties tijdens zwangerschap, roken tijdens zwangerschap. TSH in navelstrengbloed: correctie voor duur zwangerschap, ‘small for gestational age’ (SGA), aard bevalling.


Tabel 17: Referentiewaarden voor de biomerkers van effect bij de moeder (8 typegebieden, 2005)

biomerker van effect aantal referentiegemiddelde (95 % BI) Afweersysteem % astma – diagnose door dokter 1 117 4,3 (3,1 - 6,0) % astma – astmaklachten laatste jaar

1 1 092 9,6 (7,8 - 11,8)

% astma – ooit astmaklachten 1 083 16,2 (13,8 - 18,9) % hooikoorts 1 104 34,2 (31,1 - 37,5) % huidallergie 1 121 11,3 (9,2 - 13,5) % voedselallergie 1 127 7,0 (5,3 - 8,7) % dierenallergie 1 144 12,0 (9,8 - 14,2) % luchtweginfectie in laatste jaar 1 143 21,7 (19,1 - 24,6) Vruchtbaarheid tijd tot zwangerschap (maanden)

2 428 9,7 (8,1 - 11,3)

% vruchtbaarheidsbehandeling 1 141 7,6 (6,0 - 9,7) % miskraam

3 923 15,9 (13,2 - 18,9)

95 % BI = 95 % betrouwbaarheidsinterval. 1 Astma klachten op basis van ECHRS vragenlijst (European Community Health Respiratory Survey) 2 Tijd tot zwangerschap = aantal maanden tot zwangerschap na stopzetten van anticonceptie. Enkel berekend indien huidige zwangerschap van het eerste kindje was. 3 Miskraam = dood geboren kindje van minder dan 22 weken. Gemiddelde waarden zijn populatie-gewogen gemiddelden met 95% betrouwbaarheidsinterval na correctie voor verstorende factoren. Astma: correctie voor familiaal voorkomen van astma, ooit gerookt. Hooikoorts en luchtweginfiecties: correctie voor ooit gerookt. Tijd tot zwangerschap: correctie voor leeftijd moeder, ooit gerookt. Vruchtbaarheidsbehandeling: correctie voor leeftijd moeder, ooit gerookt. Miskraam: correctie voor leeftijd moeder, ooit gerookt, pariteit


Jongeren

Bij jongeren werden gezondheidseffecten onderzocht i.v.m. hormoonverstoring, verstoring van het afweersysteem en schade aan het erfelijk materiaal (DNA). Schade aan het erfelijk materiaal is gerelateerd aan kanker (zie 3.3 Kanker). De komeettest meet omkeerbare schade aan het DNA.


december 2007 67

Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. toont de referentiegemiddelden voor effectbiomerkers van het afweersysteem bij jongeren. Astma en allergieën geven weer of er een (over)stimulatie is van het afweersysteem. Meer infecties wijzen op een onderdrukking van het afweersysteem.

Tabel 18: Referentiegemiddelde voor effectbiomerkers van afweersysteem bij jongeren (8 typegebieden, 2006)

biomerker van effect (afweersysteem) aantal referentiegemiddelde (95 % BI) % astma – diagnose door dokter 1 596 8,8 (7,1- 10,8) % astma – astmaklachten laatste jaar

1 1 524 11,1 (9,1 -13,4)

% astma – ooit astmaklachten 1 444 25,3 (22,3 – 28,5) % hooikoorts – diagnose door arts 1 491 22,8 (20,3 -25,6) % hooikoorts – ooit 1 523 50,3 (47,2- 53,4) % huidallergie 1 416 21,5 (18,9-24,3) % voedselallergie 1 376 25,5 (22,7- 28,5) % allergie voor dieren, insecten, medicatie 1 508 10,8 (9,0-13,0) % luchtweginfectie in laatste jaar 1 573 10,6 (8,7-12,7)

Astma hooikoorts en luchtweginfecties werden gecorrigeerd voor roken; astma werd ook gecorrigeerd voor familiaal voorkomen van astma


Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. toont het referentiegemiddelde, de referentie-P90 en referentie-P10 van de verschillende effectbiomerkers voor hormonen en puberteitsontwikkeling. Indien de gemeten hormonale waarden worden vergeleken met de puberteitsontwikkeling die werd bekomen door de centra voor leerlingenbegeleiding of CLB’s (aan de hand van het internationaal scoresysteem van Marshall en Tanner), bleek dat deze heel goed overeenkomen. Hieruit blijkt dat de CLB-gegevens betrouwbaar zijn voor gebruik in epidemiologische studies.

De effectbiomerker voor DNA-schade werd bepaald in een subgroep (450 jongeren) en toonde een laag percentage (1,03 %) DNA-schade aan. Dit is te verwachten aangezien het hier over gezonde jonge personen gaat.

2,7 % van de ouders gaven aan dat hun kind ADHD had of dat door een arts ooit hyperactiviteit of hyperkinetiek werd vastgesteld. Dit zijn lage waarden, maar deze zijn moeilijk vergelijkbaar met andere buitenlandse waarden.


68 oktober 2007

Tabel 19: Referentiegemiddelde voor effectbiomerkers hormonen en puberteitsontwikkeling bij jongeren (8 typegebieden, 2006)

biomerker van effect (hormonen en puberteitsontwikkeling)

aantal referentiegemiddelde (95 % BI) P10 P90 waarden gecorrigeerd voor

Schildklierhormoon

TSH (mIU/l) 1 534 2,23 (2,12-2,3) 1,08 3,58 geslacht; leeftijd; BMI; ziekte de laatste 14 dagen T4 (ng/dl) 1 534 1,25 (1,23-1,28) 1,06 1,45 geslacht; leeftijd; BMI; ziekte de laatste 14 dagen T3 (pg/ml) 1 533 3,89 (3,85-3,93) 3,40 4,56 geslacht; leeftijd; BMI; ziekte de laatste 14 dagen ratio T3/T4 1 533 3,15 (3,12-3,19) 2,64 3,85 geslacht; leeftijd; BMI; ziekte de laatste 14 dagen Geslachtshormonen (enkel bij jongens) testosteron (ng/dl) 814 401 (386-417) 158 587 leeftijd; roken; BMI; uur staalname % met matuur testosteronniveau

(1) 814 75 % (70,1-79,3) leeftijd; roken; BMI; uur staalname

Vrij testosteron (ng/dl) 814 8,7 (8,3-9,1) 3,1 13,4 leeftijd; roken; BMI; uur staalname % met matuur vrij testosteronniveau

(2) 814 77,8 % (73,0-81,9) leeftijd; roken; BMI: uur staalname

oestradiol (pg/ml) 814 15,1 (14,7-15,5) 10,4 20,7 leeftijd; roken; BMI; uur staalname vrij oestradiol (pg/ml) 814 0,27 (0,26-0,28) 0,17 0,39 leeftijd; roken; BMI; uur staalname aromatase 814 25,2 (24,4-26,0) 13,4 34,3 leeftijd; roken; BMI; uur staalname luteïniserend hormoon (LH) (IU/ml) 814 2,78 (2,64-2,92) 1,33 5,02 leeftijd; roken; BMI sex hormone binding globuline (SHBG)

(nmol/l) 814 29,3 (28,0-30,7) 19,3 59,5 leeftijd; roken; BMI; persoon nuchter

95% BI: 95 % betrouwbaarheidsinterval; TSH: thyroid stimulerend hormoon; T4; thyroxine; T3: trijodothyronine; 1: matuur testosterone niveau = > 321ng/dl de ondergrens van normale range voor volwassenen; 2: matuur vrij testosteronniveau = > 6 ng/dl de ondergrens van normale range voor volwassenen.; aromatase: ratio testosteron/oestradiol; aromatase: ratio testosteron/oestradiol; IU: international Unit;



december 2007 69

Volwassenen

De onderzochte biomerkers voor gezondheidseffecten bij de volwassenen hielden verband met astma en allergie, cardiovasculaire ontstekingsprocessen, DNA-schade, kanker en diabetes.

Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. toont de referentiegemiddelden voor effectbiomerkers van het afweersysteem bij de volwassen deelnemers. Astma en allergieën geven weer of er een (over)stimulatie is van het afweersysteem. Meer infecties wijzen op een onderdrukking van het afweersysteem.

Tabel 20: Referentiegemiddelden voor de effectbiomerkers van afweersysteem bij de volwassenen (8 typegebieden, 2004 – 2005)

merkers astma & allergie aantal referentiegemiddelde (95% BI)

% astma - diagnose door dokter 1 411 5,5 (4,1-7,4)

% astma – astmaklachten laatste jaar 1 385 9,1 (7,3-11,2)

% astma – ooit astmaklachten 1 350 15,3 (13,0-18,0)

% hooikoorts - diagnose door dokter 1 474 21,4 (18,8-24,2)

% hooikoorts – ooit 1 459 32,9 (29,9-36,0)

% contactallergie 1 342 24,9 (22,2-27,8)

% eczeem 1 342 9,3 (7,7-11,2)

% voedselallergie 1 305 22,7 (20,0-25,7)

% allergie voor dieren, insecten of geneesmiddelen

1 358 1,1 (0,0-99,9)

Correcties: Astma werd gecorrigeerd voor roken en familiaal voorkomen van astma; hooikoorts werden gecorrigeerd voor roken.


Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. toont het referentiegemiddelde en de referentie P90 voor verschillende cardiovasculaire merkers, genotoxiciteitsmerkers en tumormerkers bij de volwassen deelnemers.


70 december 2007

Tabel 21: Referentiewaarden voor effectbiomerkers bij de volwassenen (8 typegebieden, 2004-2005)

biomerker van effect aantal referentie-gemiddelde (95% BI)

90e percentiel

(95% BI)

merkers hart en vaatziekten

hs-CRP (mg/L) 690 1,30 (1,20-1,41) 4,89 (4,18-5,59)

IL6 (pg/mL) 690 1,48 (1,39-1,58) 3,20 (2,99-3,42)

merkers voor schade aan het genetisch materiaal

merker herstelbare schade (komeettest (% DNA migratie))

580 1,92 (1,82-2,03) 3,32 (3,03-3,61)

merker onherstelbare DNA-schade) (Micronucleus: aantal µnucleï/1000

binucleairen) 753

6,6 (6,2-6,9) 12,6 (11,6-13,6)

merker DNA herstel (µg 8-OH-deoxyguanosine /g creatinine)

392 14,9 (14,2-15,5) 22,2 (21,0-23,3)

kankermerkers

prostaatkankermerker (PSA (µg/L)) 765 1,03 (0,96-1,11) 2,76 (2,40-3,11)

% mannen met PSA>4 µg/L 770 3,7% (2,3-5,8) -

merker voor darm, lever en pancreaskanker (CEA (ng/mL))

807 1,82 (1,74-1,91) 4,31 (4,04-4,57)

% met p53 < LOD 804 64,4% (60,3-68,4) -

merker tumoronderdrukking (p53 (ng/mL) #)

250 86,3 (69,0-108,0) 139 (88-190)

% met kanker (ooit) 1582 4,7% (3,5-6,3) -

Merkers: hs-CRP: high sensitive C-reactive protein; IL6: Interleukine 6, PSA: prostate specific antigen; CEA: Carcino-Embryonaal Antigen; LOD: level of detection (detectielimiet); % met kanker: zelfrapportering door de deelnemer. # gemiddelde waarde van p53 werd enkel berekend op personen met waarde boven de detectielimiet (35,6% van deelnemers). Correcties: Exclusie indien hs-CRP>10 mg/L. Beide cardiovasculaire merkers werden gecorrigeerd voor leeftijd, geslacht, roken, BMI, bronchitis en ziekte laatste 14 dagen. Alle merkers voor DNA-schade werden gecorrigeerd voor leeftijd, geslacht en roken. PSA en % met PSA>4 ng/mL werden gecorrigeerd voor leeftijd en BMI; CEA, % met p-53 < LOD, p-53 en % met kanker werden gecorrigeerd voor leeftijd en roken.


High sensitivity C-Reactive Protein (hs-CRP) en interleukine 6 (IL-6) zijn eiwitten die bij ontsteking in verhoogde concentratie in het bloed voorkomen. Hoge waarden van deze merkers (hs-CRP >10 mg/L en IL-6 > 9,7 pg/mL) wijzen op ‘echte’ ontstekingsreactie, bv. een keelontsteking of bronchitis. Binnen de ‘normale’ range zijn de merkers bruikbaar als maat voor de cardiovasculaire ontstekingsreacties, die een rol kunnen spelen in de verdikking van de vaatwand van de slagaders. De cardiovasculaire merkers werden gemeten bij een subset van 759 deelnemers. Aangezien we hier vooral geïnteresseerd zijn in milieu-effecten, werden personen met een ‘echte’ ontsteking uit de analyse gelaten. Deze selectie gebeurde op basis van hs-CRP, en niet op basis van IL-6, omdat de grenswaarde van hs-CRP (>10 mg/L) klinisch algemeen aanvaard is, terwijl er over de grenswaarde voor IL-6 als ontstekingsmerker nog meer discussie is. Dit resulteerde in 690 deelnemers.

Het percentage DNA schade bij de 50-65-jarigen lag, zoals verwacht, hoger dan bij de 14-15-jarige jongeren, waar gemiddeld 1,03 % (95% BI: 0,98-1,08) DNA schade werd gemeten.

De micronucleustest meet hoeveel micronucleï of microkernen (afgebrokkelde stukjes DNA buiten de cel) er voorkomen bij een welbepaalde fase van de celdeling, en geeft dus een maat voor fouten in het DNA.

Indien DNA beschadigd raakt, zal het door het lichaam zo snel mogelijk hersteld worden. 8-hydroxy-deoxy-guanosine is een afbraakproduct van beschadigd DNA en wordt via de urine uit het lichaam verwijderd. De hoeveelheid geeft dus een idee over de mate van DNA herstel. De meting van 8-hydroxy-deoxy-guanosine werd uitgevoerd bij 392 personen.


december 2007 71

Het Prostaat Specifiek Antigen (PSA) is een eiwit dat wordt gevormd in het klierweefsel van de prostaat en dat normaal in geringe mate in het bloed van de gezonde man aanwezig is. In het ziekenhuis wordt een waarde onder de 4 µg/L als normaal beschouwd. Een hogere waarde kan wijzen op prostaatkanker, maar PSA kan ook verhoogd zijn bij een ontsteking of goedaardige vergroting van de prostaat. De PSA-waarde stijgt bij het ouder worden. Men heeft, in het algemeen, een positieve associatie kunnen vaststellen tussen de PSA-waarde en het risico op prostaatkanker. PSA werd gemeten bij alle mannelijke deelnemers. Vijf deelnemers die recent in behandeling geweest waren voor prostaatkanker, hadden een abnormaal lage waarde voor PSA en werden niet meegenomen in de berekening van het gemiddelde. Ze werden op ‘positief’ gezet bij de berekening van het percentage mannen met een PSA boven de richtwaarde van 4 µg/L (vandaar dat er vijf personen meer voorkomen in deze laatste analyse).

Carcino-Embryonaal Antigen (CEA) is een molecule dat bij de foetus voorkomt in de lever-, darm- en pancreascellen, maar in het serum van volwassenen normaal gezien slechts in zeer kleine hoeveelheden aanwezig is. Bij de ontwikkeling van een goedaardige of kwaadaardige tumor van lever, darm of pancreas zal de waarde in het serum van volwassenen stijgen. CEA werd gemeten bij 807 willekeurig geselecteerde deelnemers (evenredig verdeeld over de acht regio’s).

Het p53 is een eiwit dat in de cellen in hogere mate voorkomt wanneer hun DNA beschadigd wordt. Het p53 treedt dan op als ‘tumor-onderdrukker’. Het normale p53-eiwit heeft slechts een korte levensduur en komt nagenoeg niet voor in het bloed. Indien het p53-gen zelf beschadigd is, zal er p53-eiwit geproduceerd worden dat zelf niet degelijk functioneert en een veel langere levensduur heeft (mutant p53). De concentratie p53 in het bloed zal dus stijgen, en toont dat in het lichaam abnormale cellen aanwezig zijn. Bij ongeveer 65% van de deelnemers kwam p53 in zeer lage hoeveelheden voor in het bloed. Dit wordt in Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. het percentage deelnemers met een p53-gehalte onder de detectielimiet genoemd (< LOD).

In de vragenlijsten werd aan de deelnemers zelf gevraagd of ze ooit kanker hadden. Over alle regio’s samen meldde 4,7 % van de deelnemers kanker.

Bij vrouwen werd gevraagd naar het aantal miskramen. In de totale groep had 17,7 % (95% BI: 14,2-21,9) van de vrouwen één of meerdere miskramen gehad.

Variaties binnen één gebied.

Zoals in de inleiding van 2.3 ‘Biomonitoring: een methode voor het inschatten van blootstelling en effect’ vermeld, worden bij biomonitoring alle mogelijke blootstellingswegen meegenomen. Er zijn veel factoren zoals roken, alcoholgebruik, voedingsgewoonten, mobiliteit, karakteristieken van de woning, opleiding, socio-economische status … die een invloed hebben op de blootstelling. Daarnaast is elke mens ook verschillend en leiden verschillen in erfelijke en metabole factoren ook tot verschillen in opname, distributie en verwerking van de polluent. Al deze factoren leiden ertoe dat de meetwaarden, zelfs binnen een gebied, zeer sterk kunnen verschillen.

Om een idee te krijgen over de individuele variatie van de blootstelling binnen elk aandachtsgebied werden Box-and-Whisker-plots aangemaakt. De ondergrens van de gele blok is de 25

e percentiel (P25), de middenste lijn geeft de mediaan of P50, en de bovengrens

van de gele blok is de 75e percentiel (P75). De foutenbars geven de 10

e percentiel (P10) en 90

e

percentiel (P90). De individuele punten zijn extreme uitschieters. Deze uitschieters zijn de waarden die groter zijn dan P75 + (P75 - P25).

Iedere blootstellingsmerker vertoonde grote inter-individuele variatie. In iedere gebied waren er zowel deelnemers met lage als met hoge meetwaarden, met vooral uitschieters naar boven toe. Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. illustreert dit met de Box-and Whisker-plots voor de blootstellingsmerker DDE bij de volwassenen, de jongeren en de pasgeborenen.


72 december 2007

Figuur 16: Individuele variatie in p,p’-DDE-concentraties van pasgeborenen (boven), jongeren (midden) en volwassenen (onder) per typegebied (8 typegebieden, 2005, 2006)

Antw'n Gent Fruit Land Haven Olen Albertk. Menen+0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600DDE (ng/g vet)

c

Median 25%-75% Non-Outlier Range Outliers

Antw

. Agg

l.

Gen

tse

Aggl

.

Fru

it

Land

elijk

Hav

en

Olen

Alb

ertk

an.

Ver

brand

. Oven

GEBIED

0

200

400

600

800

1000

1200

p,p

-DDE

(ng/

g vet

)


december 2007 73

Antw

erp

en

Gent

Fru

itst

reek

Landelij

k

Havens

Ole

n

Alb

ertkanaal

Verb

r.ove

ns

0

2000

4000

6000

8000

10000

p,p

'-D

DE

(ng/g

vet)

16999

Volgorde van de gebieden in x-as: Antwerpse agglomeratie, Gentse agglomeratie, fruitstreek, landelijk Vlaanderen, havengebieden van Gent en Antwerpen, regio Olen, Albertkanaalzone en Menen+ /verbrandingsovens.

Bron: Steunpunt Milieu en Gezondheid (2005, 2006)

Variaties tussen de gebieden

Ondanks de grote verschillen tussen de individuen, was het toch mogelijk om verschillen tussen regio’s te detecteren. Om die gebiedsverschillen te bestuderen werd voor elk gebied iedere biomerker vergeleken met zijn referentiewaarde voor de totale leeftijdsgroep. In een tweede stap van de analyse werd per gebied voor iedere blootstellingsmerker berekend hoeveel percent van de deelnemers binnen een leeftijdsgroep een waarde hadden die hoger lag dan de referentie-P90 voor die leeftijdsgroep. Indien het percentage significant verschillend was van 10 %, zijn er meer uitschietende waarden in dat gebied. Vaak gaat een verhoging van de gemiddelde meetwaarde in een gebied samen met meer waarden boven de P90-referentiewaarde. Om een mogelijke verklaring te vinden voor deze verschillen tussen de gebieden wordt voor gebieden met verhoogde waarden het conceptueel fasenplan opgestart (zie 2.3.3 Biomonitoring als surveillancemethode voor milieugezondheid in Vlaanderen).

De gebiedsverschillen worden samengevat in Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.. Rode vakjes geven aan dat het gemiddelde in dat gebied significant hoger is dan het referentiegemiddelde, terwijl groene vakjes op een significante verlaging duiden. Het symbool (!) duidt aan dat significant meer dan 10 % van de meetwaarden in het gebied boven de referentie-P90 liggen. De witte blokjes zijn niet significant verschillend met het referentiegemiddelde en de gestreepte blokjes duiden aan dat een polluent niet gemeten werd in die specifieke campagne.

Een duidelijke trend doorheen de drie leeftijdsklassen is dat de gehaltes van gechloreerde persistente polluenten (PCB’s, HCB en p,p’-DDE) verhoogd zijn in het landelijk gebied en een verhoogd gehalte aan p,p’-DDE in de Albertkanaalzone. Sterk verhoogde waarden van p,p’-DDE werden ook aangetroffen bij de jongeren en de volwassenen uit de regio Olen. Dit is zeer opmerkelijk gezien de pesticiden DDT en HCB al sinds de jaren ’70 verboden zijn. Voor dioxines werden verhoogde waarden terug gevonden bij de pasgeborenen en de volwassenen


74 december 2007

uit de Antwerpse agglomeratie. Bij de pasgeborenen uit de Antwerpse agglomeratie werden ook PCB’s en HCB in verhoogde concentraties aangetroffen. PCB’s en p,p’-DDE werden ook verhoogd teruggevonden bij de jongeren uit de havengebieden. Cadmium werd verhoogd aangetroffen bij de volwassenen uit de havengebieden, de Albertkanaalzone en de regio Olen en bij jongeren uit het landelijke gebied. De fruitstreek heeft lagere waarden voor al deze stoffen behalve bij de volwassenen die nog verhoogde gehaltes hebben van p,p’-DDE en HCB wat mogelijk te wijten is aan een vroeger verhoogd gebruik van deze bestrijdingsmiddelen in deze streek.

Voor blootstelling aan benzeen en polyaromatische koolwaterstoffen (PAK’s), gemeten op basis van afbraakproducten in urine bij jongeren en volwassenen, werden slechts kleine streekverschillen gevonden wat mogelijk wijst op een meer diffuse en uniforme blootstelling aan deze stoffen in gans Vlaanderen.

De stedelijke agglomeraties tonen per leeftijdsklasse, maar ook onderling, een verschillend patroon van blootstelling, zowel voor de metalen als voor de gechloreerde koolwaterstoffen. De blootstelling in de havengebieden van Gent en Antwerpen vertoont gelijkenis met de blootstelling in de aanleunende stedelijke agglomeraties. Dit geldt voor de gehalten gemeten bij de jongeren en bij de moeders maar niet bij de oudere volwassenen.


december 2007 75

Tabel 22: Overzicht van gebiedsverschillen voor biomerkers van blootstelling voor jongeren, pasgeborenen en volwassenen (8 typegebieden, 2005, 2006)

Antwerpse

agglomeratie Gentse

agglomeratie fruitstreek landelijk havens regio Olen

albert kanaalzone

verbrandings-ovens

P J V P J V P J V P J V P J V P J V P J V P J V

dioxineachtige stoffen

25 21,2 17 14,2 19 21,6 (!)

30 (!)

21,0 21 18,5 22 18,8 20 19,8 25 20,7

PCB’s

80,6 62 309 42,8 76 (!)

333 38,3 63 324 83,7 (!)

80 (!)

383 (!)

61,2 73 (!)

347 56,2 60 353 55,8 59 326 111 65 351

DDE

112 70 343 71 88 379 76 96 503 175 (!)

142 (!)

549 105 111 (!)

408 125 118 570 (!)

140 (!)

172 (!)

760 (!)

181 88 398

HCB

24,0 20,2 56,5 10,5 21,3 53,5 13,3 21,8 63,7 29,2 (!)

22,4 (!)

61,1 16,2 21,7 56,6 18,1 17,9 58,1 15,6 20,8 51,4 32,9 20,4 56,3

lood

15,0 24,6 39,4 15,3 20,6 43,0 12,7 15,2 34,5 13,1 21,5 42,8 14,1 23,2 38,3 14,7 22,2 40,7 14,6 17,7 35,8 22,4 21,1 37,1

B-cadmium 0,18 0,45 (!)

0,41 0,19 0,29 0,41 0,17 0,16 0,41 0,24 0,45 (!)

0,33 0,25 0,36 0,56 0,24 0,31 0,55 (!)

0,28 0,33 0,47 0,26 0,31 0,45

U-cadmium 0,65 0,56 0,64 0,54 0,65 0,68 0,76 (!)

0,62

PAK-merker 84 152 102 139 85 158 75 152 92 131 100 166 85 131 85 145

benzeen-merker

73 100 72 88 71 78 72 75 69 74 73 66 72 75 77 82

P: pasgeborenen; J: Jongeren; V: volwassenen; B-cadmium: bloed-cadmium; U-cadmium: urinair cadmium; De getallen geven het geometrisch gemiddelde per gebied, na correctie voor leeftijd en roken (pasgeborenen); leeftijd, geslacht en roken (Jongeren);. BMI (PCB’s, p,p’ DDE en HCB, Jongeren); Rood vakje: gebied significant hoger dan het referentiegemiddelde; groene vakje: significante lager dan referentiegemiddelde; wit vakje: niet significant verschillend van referentiegemiddelde; gestreept vakje: niet gemeten in de campagne. Het symbool (!) duidt aan dat meer dan 10 % van de meetwaarden in het gebied boven de referentie-P90 liggen; Bron: Steunpunt Milieu en Gezondheid (2005, 2006)


76 december 2007

Determinanten van polluentengehalte in bloed

Zoals eerder opgemerkt was de variabiliteit binnen één gebied groot. Variabiliteit tussen meetwaarden kan te wijten zijn aan reële verschillen in blootstelling, maar tal van andere factoren kunnen ook een invloed hebben op de biomerker. Voorbeelden hiervan zijn roken, alcoholgebruik, voedingsgewoonten, mobiliteit, karakteristieken van de woning, opleiding, socio-economische status, maar ook erfelijkheid en metabole factoren spelen een rol.

De antwoorden uit de vragenlijsten werden gebruikt om een beeld te krijgen van de belangrijkste externe factoren die de variabiliteit in de meetwaarden van de biomerkers zou kunnen verklaren. Door middel van een stapsgewijze regressieanalyse konden onafhankelijke en significante factoren worden geïdentificeerd. In de vragenlijsten werd vooral gepeild naar invloedsfactoren die al gekend zijn uit andere gepubliceerde studies.

Een belangrijk deel van de variabiliteit blijft echter onverklaard. Dit is toe te schrijven aan factoren die niet onderzocht zijn, of aan te kleine variatie binnen de studiegroep. Bijvoorbeeld, het is gekend dat het aantal vetoplosbare persistente stoffen (zoals PCB’s) toeneemt met de leeftijd. Bij de jongeren is de leeftijdrange echter beperkt (14-15 jaar). waardoor leeftijd niet als belangrijke factor naar voor komt.

Pasgeborenen

Aandachtsgebied, leeftijd en roken werden steeds in de regressieanalyse opgenomen als verklarende factoren (covariaat) onafhankelijk van hun significantieniveau.

Op basis van de gegevens die beschikbaar waren, kon tussen de 3,8 en 38,7 % van de variabiliteit in worden verklaard.

Gebied en leeftijd van de moeder zijn de voornaamste verklarende factoren van de inter-individuele variabiliteit bij pasgeborenen. Aangezien het aantal vetoplosbare persistente stoffen toeneemt met de leeftijd geven oudere moeders meer van deze stoffen door aan hun baby tijdens de zwangerschap.

Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. geeft een overzicht factoren die bijdragen tot de variabiliteit van blootstellings-merkers bij pasgeborenen.

Tabel 23:factoren die bijdragen tot de variabiliteit van blootstellingsmerkers bij pasgeborenen (8 typegebieden, 2005)

polluent % verklaard factoren die de variabiliteit verklaren

dioxine-achtige stoffen 7,2 gebied; leeftijd moeder bij bevalling; roken tijdens zwangerschap; dierlijk vet

PCB’s 31,8 gebied, leeftijd moeder bij bevalling, roken tijdens

zwangerschap, BMI, kip, vette vis, lokale zuivel

DDE 20,4

gebied, leeftijd moeder bij bevalling, roken tijdens zwangerschap, seizoen, paling, lokale zuivel, lokale groenten, pesticiden beroep, laboratorium werk, pesticiden thuis

HCB 21,3 gebied, leeftijd moeder bij bevalling, roken tijdens

zwangerschap, inkomen, seizoen bevalling, lokale groenten

lood 3,7 gebied, leeftijd moeder bij bevalling; roken tijdens

zwangerschap, verf via hobby

cadmium 5,0 gebied, leeftijd moeder bij bevalling , roken tijdens

zwangerschap, niet geschild fruit



december 2007 77

Jongeren

Aandachtsgebied, leeftijd, geslacht en roken werden steeds in de regressieanalyse opgenomen als verklarende factoren (covariaat) onafhankelijk van hun significantieniveau.

Op basis van de gegevens die beschikbaar waren, kon tussen 2,02 % en 46,7 % van de variabiliteit worden verklaard. Volgende factoren konden de variatie in de gemeten gehaltes in de jongeren verklaren.

� Geslacht was een belangrijke factor voor zo ongeveer alle biomerkers. Jongens hadden namelijk steeds hogere gehaltes dan meisjes. Dit heeft o.m. te maken met verschillen in blootstelling ten gevolge van een andere levensstijl, verschillen in de verdeling van het lichaamsvet en in het metabolisme (hormonaal bepaald).

� Ook roken verhoogde de gehaltes van cadmium en de PAK-merker. Bij het roken wordt men immers blootgesteld aan cadmium en PAK’s.

� Voor PCB’s, p,p’-DDE en HCB was de inname van lokaal gekweekte voeding en of ze als baby borstvoeding kregen belangrijk. Dit is echter geen reden om borstvoeding af te raden vanwege de vele positieve effecten (stimulatie afweersysteem, affectieve band moeder-kind).

Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. geeft een overzicht van de factoren die bijdragen tot de variabiliteit van blootstellingsmerkers bij jongeren.

Tabel 24: Factoren die bijdragen tot de variabiliteit van blootstellingsmerkers bij jongeren (8 typegebieden, 2006)


PCB’s 46,7

BMI, geslacht, borstvoeding, gebied, lokaal vlees, leeftijd moeder bij bevalling, roken tijdens zwangerschap, melkvet; onderwijstype, palingvet, roken, zuivelvet

DDE 19,12

lokaal vlees, BMI, borstvoeding, geslacht, eigen tuin, gebied, leeftijd jongere, passief roken, opleiding ouders, levervet,

roken

HCB 28,43

geslacht, BMI, lokaal vlees, gewichtsverandering, borstvoeding, zuivelvet, palingvet, onderwijstype, lokale groenten, geboortegewicht, totaal vet

lood (bloed) 13,36 geslacht, gebied, leeftijd jongere, verkeersblootstelling, groenten/fruit in blik, roken

cadmium (bloed) 14,35 gebied, roken, leeftijd jongere, contact met verf

PAK-merker 2,51 roken, verkeersblootstelling, inspanning laatste 3 dagen,

kachel in huis, gebied, geslacht, leeftijd jongere

benzeen-merker 2,02 gebied, geslacht, roken, leeftijd jongere


Volwassenen

Ook bij de volwassenen werden aandachtsgebied, leeftijd, geslacht, roken (en BMI voor dioxine-achtige stoffen, PCB’s, p,p’-DDE en HCB) steeds in de regressieanalyse opgenomen als verklarende factoren.

Op basis van deze beschikbare gegevens kon tussen 5,4 en 38,3 % van de variatie worden verklaard (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.). Volgende factoren konden een gedeelte van de variatie in de gehalten gemeten blootstellingsmerkers verklaren bij de volwassenen:

� De invloed van voeding was merkbaar bij verschillende gechloreerde vetoplosbare polluenten. Zo waren de gehaltes dioxine-achtige stoffen, PCB’s, p,p’-DDE en/of HCB positief geassocieerd met de inname van dierlijke vetten (o.a. levervet, kipvet, mosselvet, palingvet, melkvet), maar negatief geassocieerd met een aantal plantaardige producten (fruit) of plantaardig vet. Zoals verwacht was het eten van bladgroenten positief


78 december 2007

geassocieerd met de gehalten lood en cadmium en werd een positief verband gevonden tussen het eten van voedsel uit blik en het gemeten cadmiumgehalte.

� leeftijd was positief geassocieerd (stijgen met het ouder worden) met de gechloreerde vetoplosbare polluenten (dioxine-achtige stoffen, PCB’s, p,p’-DDE en/of HCB).

� bij hogere BMI werden hogere gehalten gechloreerde vetoplosbare polluenten (dioxine-achtige stoffen, PCB’s, p,p’-DDE en/of HCB) waargenomen.

� Gewichtsverandering was dan weer negatief geassocieerd met de gechloreerde vetoplosbare polluenten (dioxine-achtige stoffen, PCB’s, p,p’-DDE en/of HCB). De gemiddelde gewichtsverandering van alle deelnemers bedroeg +2,4 kg (+1,6 kg bij mannen en +3,1 kg bij vrouwen), wat betekent dat ze gemiddeld 2,4 kg toenamen in gewicht over een periode van 10 jaar.

� Geslacht was ook een verklarende factor. Dioxine-achtige stoffen, p,p’-DDE en HCB waren hoger bij vrouwen; PCB’s waren hoger bij mannen. Lood, cadmium, de PAK-merker en de benzeen-merker waren allen hoger bij vrouwen dan bij mannen.

� Roken was sterk positief geassocieerd met verhoogde gehalten voor lood, cadmium, de PAK-merker en de benzeen-merker

� Een aantal verwachtte risicofactoren zoals werken met verf (lood en cadmium), werken in de bouw (lood), werken in de auto-industrie of in een garage (benzeen), of het hebben van een kachel (PAK’s) werden door het statistisch model ook effectief weerhouden als risicofactoren.

Tabel 25: Factoren die bijdragen tot de variabiliteit van blootstellingsmerkers bij de volwassen deelnemers (8 typegebieden, 2004-2005)


Dioxine-achtige stoffen 5,48 Gebied, roken, fruit, levervet, inkomen, eigen tuin, BMI, leeftijd, geslacht

PCB’s 19,2

Gewichtsverandering, leeftijd, BMI, palingvet, gebied, kipvet, roken, consumptie lokaal gekweekt vlees, geslacht,

mosselvet, plantaardig vet

DDE 17,6 Gebied, leeftijd, eigen tuin, gewichtsverandering, BMI,

geslacht, gewicht, totale vetinname, roken, melkvet

HCB 38,3

Geslacht, BMI, gewichtsverandering, leeftijd, roken, seizoen, gebied, plantaardig vet, inname groenten, contact met

gechloreerde koolwaterstoffen, roken tijden 2 dagen voorafgaand het onderzoek, melkvet, inname lokaal geteelde groenten

lood (bloed) 11,1

Alcoholconsumptie, gebied, consumptie bladgroenten, leeftijd, roken, contact met verf, gewichtsverandering,

werken in bouw, geslacht

cadmium (bloed) 36,3

Roken, seizoen, geslacht, gebied, roken 2 dagen voor het onderzoek, serum ferritine, consumptie van groenten in blik,

leeftijd

Cadmium (urine) 25,5

Geslacht, roken, gebied, leeftijd, inkomen, consumptie van bladgroenten, BMI, consumptie van voedsel in blik, ziek 14 dagen voor het onderzoek, contact met verf

PAK-merker 16,5 Roken, roken 2 dagen voor het onderzoek, geslacht, kachel in huis, gebied, BMI, leeftijd

benzeen-merker 5,4 Geslacht, gebied, leeftijd, roken, werken in de auto-industrie of in een garage



december 2007 79

Vergelijking met andere Westerse landen

Pasgeborenen

De meetwaarden van de blootstellingsmerkers in het navelstrengbloed kunnen vergeleken worden met gegevens uit buitenlandse studies (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.). Er zijn slechts een beperkt aantal studies waarbij vervuilende stoffen gemeten werden in het navelstrengbloed. De vergelijking gebeurde enkel met studies die gepubliceerd werden na 1993 en waarbij de rekrutering gebeurde in Europa of Noord-Amerika. De gemiddelde meetwaarden van de blootstellingsmerkers waren vergelijkbaar met buitenlandse meetwaarden.

Tabel 26: Vergelijking van serumgehaltes in navelstrengbloed met waarden uit buitenlandse studies

biomerker land periode aantal waarde bron

Pasgeborenen campagne 02-03 1 054

gem. = 64 (61-68) P90 = 166

Catalonië (ESP) 97-99 69 gem. = 105 Sala

Antwerpen (BEL) 99 44 P50 = 150 Covaci

Groningen (NLD) 98-00 51 gem. = 229 Soechitram

Düsseldorf (DEU) 93 180 gem. = 272 Winneke

Düsseldorf+Fulda (DEU) 98 200 P95 = 700 Lackmann

PCB (ng/g vet)

Québec (CAN) 93-95 656 gem. = 62 (60-65) Rhainds

Pasgeborenen Campagne 02-03 1 054

gem. = 110 (104-116) P90 = 332

Groningen (NLD) 04 27 P50 = 145 Peters



ppDDE (ng/g vet)

Catalonië (ESP) 97-99 69 gem. = 415 Sala

Pasgeborenen campagne 02-03 1 054

gem. = 19 (18-20) P90 = 48



Groningen (NLD) 04 27 P50 = 35 Peters

Düsseldorf (DEU) 98 100 P50 = 130 Winneke

HCB (ng/g vet)

Fulda (DEU) 98 100 P50 = 80 Lackmann

Pasgeborenen Campagne 02-03 1 107

gem. = 14,7 (14,0-15,5) P90 = 42,6

Solna (SWE) 94-96 101 P50 = 11,2 Osman

Landelijk (GRC) 97 25 gem. = 12,9 (3,6) Dussias

Stedelijk (GRC) 97 25 gem. = 20 (3,4) Dussias

Parijs (FRA) 92-95 206 gem. = 32 (20) Smargiassi

Québec (CAN) 93-95 1 109 gem. = 15,7 (15,3-16,4) Rhainds

lood (µg/L)

Szczecin (POL) 01 83 gem. = 21,4 Durska

Pasgeborenen campagne

02-03 1 107 gem. = 0,21 (0,19-0,23) P90 = 1,28

Solna (SWE) 94-96 101 P50: 0,02 Osman

Wenen (AT) 93 51 0,08 (0,16) Plockinger

Messina (IT) 02 & 45 0,13 (0,99) Salpietro

cadmium (µg/L)

Szczecin (POL) 01 #

83 0,28 Durska

gem. = gemiddelde met standaardafwijking (1 cijfer tussen haakjes) of met 95 % betrouwbaarheidsinterval (interval tussen haakjes). P50 = 50e percentiel. P90 = 90e percentiel. P95 = 95e percentiel. AT: oostenrijk; BEL: België, CAN: Canada, ESP: Spanje; IT: Italië; NLD: Nederland, DEU: Duitsland, GRC: Griekenland, POL: Polen, SWE: Sweden.



80 december 2007

Jongeren

Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. geeft een overzicht van de gehaltes polluenten in bloed en urine van de onderzochte jongeren en deze van andere (buitenlandse) studies. De vergelijking gebeurt met studies bij jongeren (12-17 jaar) uit Europese of Noord-Amerikaanse landen die gepubliceerd werden na 2000. Deze vergelijking is indicatief aangezien niet altijd dezelfde analysetechnieken of berekeningen werden uitgevoerd. Algemeen gezien is de blootstelling aan de gemeten polluenten gemiddeld tot matig hoog.

Tabel 27: Vergelijking van gehaltes polluenten in bloed en urine van jongeren met waarden uit buitenlandse studies

biomerker land periode waarde bron

Jongerencampagne

03 66,1

(DEU)1

98 112 Becker

Vlaanderen (BEL) 99 97,1 Staessen

Chapaevsk (RUS)2

05 42,2 Hauser

PCB (ng/g vet)

(DEU)1

01 38 Lange

Jongerencampagne

03 93,9

(USA) 01 124 NCEH

(USA) 99 118 NCEH

ppDDE (ng/g vet)

(DEU)1

01 100 Lange

Jongerencampagne

20,6

(DEU)1 01 37 Lange

(DEU)1

98 28 Becker

(USA) 99 8,4 NCEH

HCB (ng/g vet)

(USA) 01 8,4 NCEH

Jongerencampagne

03 22,3

(POL) 00 99,4 Trzcinka-Ochocka

(SLV) 01 37,4 Erzen

(FRA) 03 35,1 De Burbure

(DEU) 00 31,5 Wilhelm

lood (µg/L)

Vlaanderen (BEL) 99 19,2 Staessens

Jongerencampagne

03 0,2

(SLV) ² 01 0,9 Erzen

(POL) 00 0,76 Trzcinka-Ochocka

(FRA) 03 0,49 De Burbure

Vlaanderen (BEL) 99 0,14 Staessen

cadmium (µg/L)

(DEU) 00 0,11 Wilhelm

Jongerencampagne

03 88

(USA) 99 71 NCEH

(DEU) 1 01 70 Lange

Vlaanderen (BEL) 99 68 Staessens

PAK-merker (ng/g crt)

(USA) 01 45 NCEH

Jongerencampagne

03 72 benzeenmerker (ng/g crt)

Vlaanderen (BEL) 99 54 Staessens

waarden zijn geometrische gemiddelden tenzij anders aangeduid. Voor de omrekening van µg/l PCB’s, p,p’-DDE of HCB naar ng/g vet werd een gemiddeld serumvetgehalte van 500 mg/dL verondersteld. 1: meting in Volbloed; 2: arithmetisch gemiddelde. BEL: België, DEU: Duitsland, FRA: Frankrijk; SLV: Slovenië; POL: Polen; USA: Verenigde Staten van Amerika.



december 2007 81

Volwassenen

De meetwaarden van de blootstellingsmerkers in bloed en urine van de Vlaamse volwassenen kunnen worden vergeleken worden met de gemiddelde waarde uit de pilootstudie en Duitse en Amerikaanse biomonitoringsstudie (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.).

In 1999 werd als pilootproject een biomonitoringsstudie uitgevoerd bij 200 vrouwen van 50-65 jaar, die woonden in 3 gebieden in Vlaanderen: Peer (n=100), Wilrijk (n=39) en Hoboken (n=61). Aangezien in de pilootstudie grotendeels dezelfde polluenten werden gemeten als in de huidige studie, kan een vergelijking worden gemaakt tussen beide studies.

De ‘German Environmental Survey (GerES)’ is een biomonitoringscampagne die periodiek wordt uitgevoerd in Duitsland door het Umweltbundesamt (Federale milieu-agentschap) (http://www.umweltbundesamt.de/survey-e/us03/uprog.htm). De tweede campagne (GerESII) werd uitgevoerd in 1990-91 bij 4 287 volwassen tussen de 25 en 69 jaar oud, geselecteerd via 100 locaties in West-Duitsland (respons: 63,1 %) en 50 locaties in Oost-Duitsland (respons: 69,0%). In GerESII werden vooral zware metalen gemeten (lood en cadmium in bloed, cadmium in urine). In 1998 liep een nieuwe campagne – GerESIII – waarbij 4 822 volwassenen tussen 18 en 69 jaar over 120 locaties werden gerecruteerd (respons: 54,5 %). Naast zware metalen werden ook merker PCB’s en gechloreerde pesticiden gemeten. Deze metingen gebeurden in volbloed, terwijl ze in de Vlaamse campagne gemeten werden in serum.

In de Verenigde Staten wordt een biomonitoringsstudie uitgevoerd door het CDC of Center for Disease Control and Prevention (Centrum voor ziekte-preventie) (http://www.cdc.gov/exposurereport/). Periodiek wordt bij een representatieve groep van de Amerikaanse bevolking de blootstelling aan polluenten gemeten door analyses in bloed en urine. Hier wordt de vergelijking gemaakt met het tweede en derde rapport, waar cijfers beschikbaar zijn voor de periode 1999-2000 en 2001-02, telkens bij meer dan 4 000 volwassenen van 20 jaar en ouder.

De vergelijking van de resultaten uit de Vlaamse humane biomonitoringscampagne met bovenstaande studies is slechts indicatief gezien de onderzochte populaties en regio’s en de gebruikte onderzoekstechnieken niet overal dezelfde zijn. Algemeen kan gesteld worden dat de gemeten polluentgehalte vergelijkbaar zijn met de gehalten in de andere studies. In vergelijking met de pilootstudie ligt de gemiddelde waarde voor p,p’-DDE in de huidige studie opvallend lager. Het gehalte aan urinair cadmium en de PAK-merker liggen hoger dan in de buitenlandse studies.


82 december 2007

Tabel 28: Vergelijking van gehaltes polluenten in bloed en urine van de volwassenen met waarden uit de pilootstudie en buitenlandse studies.

biomerker land periode waarde bron

Volwassenen campagne

04 333

(DEU)1

98 314 Umweltbundesamt

Vlaanderen (BEL) 99 397 Pilootstudie

PCB (ng/g vet)

(USA) 01-02 46,3 CDC


04 423

(DEU) 1 98 316 Umweltbundesamt

Vlaanderen (BEL) 99 954 Pilootstudie

(USA) 99-00 297 CDC

ppDDE (ng/g vet)

(USA) 01-02 338 CDC


04 56,9


Vlaanderen (BEL) 99 110,5 Pilootstudie

(USA) 99-00 < LOD CDC

HCB (ng/g vet)

(USA) 01-02 < LOD CDC


04 39,4

(DEU) 1 90-92 45,3 Umweltbundesamt

(DEU) 1 98 30,7 Umweltbundesamt

lood (µg/L)



04 0,42



cadmium (µg/L)



04 0,62




(USA) 99-00 0,267 CDC

Cadmium (µg/g crt)

(USA) 01-02 0,261 CDC


04 147



(USA) 99-00 72,3 CDC

PAK-merker (ng/g crt)

(USA) 01-02 44,7 CDC

Alle waarden zijn geometrische gemiddelden. BEL: België, DEU: Duitsland, USA: Verenigde Staten van Amerika.

Crt: creatinine. 1 in volbloed


Relaties tussen blootstelling en gezondheidseffecten

De oorzakelijkheid van het verband tussen blootstelling aan vervuilende stoffen en gezondheidseffecten kan niet bewezen worden met bevolkingsonderzoeken alleen. De gemeten stoffen kunnen immers een indicator zijn voor andere stoffen, mengsels van andere stoffen of andere factoren in het milieu. Wel kunnen we in bevolkingsonderzoeken nagaan of we verbanden kunnen bevestigen die bijvoorbeeld reeds zijn aangetoond bij blootstelling van proefdieren aan hoge concentraties of bij arbeiders die aan sterk verhoogde concentraties werden blootgesteld. Zo werd voor alle gebieden samen nagegaan of blootstellingsmerkers gerelateerd waren met gezondheidsmetingen.


december 2007 83

In Fout! Verwijzingsbron niet gevonden., Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. en Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. worden de significante dosis-effect relaties samengevat voor de moeders van pasgeborenen, de jongeren en de oudere volwassenen. Aangezien de bestudeerde gezondheidseffecten steeds binaire uitkomsten waren (wel of geen astma; wel of geen miskraam; enz.) werden de relaties bestudeerd met een logistische regressie-analyse, na correctie voor mogelijke verstorende factoren. De uitkomst is dan gegeven als een odds ratio. De waarde van de odds ratio kan geïnterpreteerd worden als een relatief risico: een waarde hoger dan 1 geeft een verhoogd risico; een waarde onder de 1 geeft een verminderd risico. Bijvoorbeeld, een odds ratio van 1,10 betekent dat er 10 % meer kans is op een effect indien de concentratie van de polluent in het bloed verdubbelt. Een odds ratio van 0,90 betekent dat er 10 % minder kans is op het voorkomen van effect indien de stofconcentratie in het bloed verdubbelt. Bij een odds ratio van 1,0 is er geen relatie tussen blootstelling en effect.

Het voorkomen van astma was hoger bij jongeren dan bij jonge moeders en bij oudere volwassenen, respectievelijk 9 %, 4,3 % en 5,5 % rapporteerden astma diagnose door hun arts. Astma werd meer gemeld door moeders uit de stedelijke agglomeraties, deze trend was vergelijkbaar maar niet statistisch betekenisvol bij jongeren en bij volwassenen. Als de gegevens van alle gebieden samengebracht werden, dan bleek dat bij jongeren astma meer voorkomt bij stijgende cadmiumconcentraties in het bloed, ook jonge moeders met hogere cadmium waarden (boven 2,0 µg/L navelstrengbloed ) en met hogere loodwaarden melden vaker astmaklachten. De gechloreerde koolwaterstoffen blijken astma te onderdrukken: bij volwassenen was de kans op astma kleiner bij hogere gehalten in het serum van PCB’s, p,p’-DDE en HCB, bij jongeren daalde de kans op hooikoorts bij hogere PCB gehalten. Dit is mogelijk te verklaren door de immuno-onderdrukkende eigenschappen van deze polluenten, daar waar allergieën het gevolg zijn van overstimulatie van het afweersysteem.

De puberteitsontwikkeling bij jongeren was licht vertraagd in de Antwerpse agglomeratie en in het Antwerpse havengebied (alleen bij meisjes). In de fruitstreek was de zwangerschapsduur gemiddeld korter in vergelijking met het referentiegemiddelde. De verschillen zijn echter klein en hebben geen gezondheidskundige betekenis maar ze zijn wel statistisch aantoonbaar. Als de gegevens van alle gebieden samengebracht werden, dan zien we dat jongens met verhoogde gehalten aan PCB’s, HCB en p,p’-DDE een hoger testosteron gehalte en een iets versnelde puberteitsontwikkeling hebben. Moeders met hogere gehalten aan PCB’s, dioxineachtige stoffen en HCB vermelden meer gebruik van vruchtbaarheidsbehandeling. Volwassenen met diabetes hebben licht verhoogde gehalten aan PCB’s en HCB. De relatie tussen diabetes en PCB’s werd reeds gerapporteerd in de literatuur, zowel in België (Fierens et al., 2003) als in internationale studies (Vasiliu et al., 2006). De trends zijn zwak en alleen op groepsniveau statistisch waarneembaar, maar ze komen wel overeen met de mogelijk hormoonverstorende werking van gechloreerde koolwaterstoffen. Bij meisjes meten we een vertraagde puberteitsontwikkeling bij verhoogde loodgehalten in bloed, ook dit werd in eerdere studies waargenomen.

DNA-schade werd bepaald met verschillende methoden, die elk een ander aspect van mogelijke schade meten. De waarden van de komeettest, die vooral herstelbare schade meet, lagen hoger bij jongeren uit Antwerpen, het Antwerps havengebied en de Albertkanaalzone. Bij de oudere volwassenen was de waarde van de komeettest significant hoger in de Gentse agglomeratie en lager in de fruitstreek en in Olen. De gemiddelde waarde van de micronucleustest (die meer permanente schade meet) en van 8-hydroxy-deoxyguanosine (een maat voor herstel van DNA schade en bijgevolg een indirecte maat voor stress op het genetische materiaal) was licht verhoogd in de gebieden rond de verbrandingsovens en verlaagd in de fruitstreek. Als de gegevens van alle gebieden samengebracht werden, dan zien we dat jongeren met verhoogde loodgehalten meer DNA schade hebben, al moeten we benadrukken dat het hierbij om grotendeels herstelbare DNA schade gaat. Ook bij volwassenen met verhoogde PAK-belasting in het lichaam lijkt meer DNA schade opgetreden te zijn die moet hersteld worden.

CEA (Carcino-Embryonaal Antigen) is een tumormerker die gebruikt wordt in de diagnose van darm-, pancreas- en leverkanker. Hogere waarden van bloed lood, urinair cadmium en de PAK-merker bij volwassenen zijn geassocieerd met een hoger CEA-gehalte. Hogere PSA-waarden (Prostaat Specifiek Antigeen) worden in verband gebracht met een hoger risico op


84 december 2007

prostaatkanker. Mannen met een PSA-waarde hoger dan het 90-percentiel hadden een hogere cadmiumconcentratie in de urine dan mannen met een PSA-waarde onder het 90-percentiel. In de literatuur zijn gegevens voorhanden die een verband leggen tussen blootstelling aan cadmium en prostaatkanker (Sahmoun et al., 2005) en tussen hogere inwendige blootstelling aan cadmium en hogere PSA-waarden (Gray et al., 2005).

Tabel 29: Significante associaties tussen merkers van blootstelling en merkers van gezondheidseffect bij moeders van pasgeborenen

Blootstelling effect verstorende factoren in

model

odds ratio (95 % BI) voor een

verdubbeling van de blootstelling

p-waarde

Dioxineachtige stoffen vruchtbaarheidsbehandeling

leeftijd moeder roken

1,40 (1,09-1,80) 0,008

som PCB’s vruchtbaarheidsbehandeling


1,29 (1,04-1,59) 0,02

HCB vruchtbaarheidsbehandeling


1,21 (1,01-1,45) 0,04

Dioxineachtige stoffen miskraam leeftijd moeder roken

0,81 (0,65-0,99) 0,04

Lood astma Familial astma roken

1,20 (1,04-1,39) 0,001

Lood hooikoorts Roken 2,45 (1,06-5,66) * 0,04

95% BI: 95% betrouwbaarheidsinterval


Tabel 30: Significante associaties tussen merkers van blootstelling en merkers van gezondheidseffect bij jongeren

Blootstelling effect verstorende factoren in model

odds ratio (95 % BI) voor

een verdubbeling

van de blootstelling

p-waarde

som PCB’s Hooikoorts roken 0,82 (0,72-0,94) 0,004 som PCB’s Versnelling seksuele ontwikkeling

bij jongens: pubisbeharing leeftijd, BMI 2,58 (1,71-3,91) <0,001

som PCB’s Versnelling seksuele ontwikkeling bij jongens: genitale ontwikkeling

leeftijd, BMI 3,03 (1,87-4,89) <0,001

DDE Versnelling seksuele ontwikkeling bij jongens: pubisbeharing

leeftijd, BMI 1,39 (1,13-1,72) 0,002

DDE Versnelling seksuele ontwikkeling bij jongens: genitale ontwikkeling

leeftijd, BMI 1,51 (1,18-1,93) 0,001

HCB Versnelling seksuele ontwikkeling bij jongens: pubisbeharing

leeftijd, BMI 3,81 (2,18-6,66) <0,001

HCB Versnelling seksuele ontwikkeling bij jongens: genitale ontwikkeling

leeftijd, BMI 3,12 (1,69-5,75 <0,001

cadmium Astma - ooit roken, familiaal voorkomen astma

1,15 (1,02-1,30) 0,02

Lood Vertraging seksuele ontwikkeling bij meisjes: pubisbeharing

leeftijd, BMI, pilgebruik

0,65 (0,45-0,93) 0,02

95 % BI: 95 % betrouwbaarheidsinterval



december 2007 85

Tabel 31: Significante associaties tussen blootstellingsmerkers en effectmerkers bij de volwassen deelnemers

blootstelling effect verstorende factoren in het model

Odds-ratio voor verdubbeling van de

blootstelling (95% BI)

p-waarde

som PCB’s huidig astma Familiaal astma, roken 0,57 (0,41 – 0,78) < 0,001 P,p’-DDE huidig astma Familiaal astma, roken 0,86 (0,76 –0,97) 0,02 HCB huidig astma Familiaal astma, roken 0,79 (0,63 –0,99) 0,04 som PCB’s diabetes Leeftijd, roken, geslacht,

BMI 2,14 (1,32 –3,50) 0,002

HCB diabetes Leeftijd, roken, geslacht, BMI

1,99 (1,38 –2,87) < 0,001

% toename voor verdubbeling van de

blootstelling

PAK-merker merker DNA-herstel

leeftijd, roken, geslacht 3 % (1 % – 6 %) 0,01

bloed lood merker voor darm, lever en pancreaskanker

leeftijd, roken 9 % (3 % – 5 %) 0,004

urinair cadmium

merker voor darm, lever en pancreaskanker

leeftijd, roken 7 % (2 % – 13 %) 0,01

PAK-merker merker voor darm, lever en pancreaskanker

leeftijd, roken 4 % (1 % – 7 %) 0,01

Som PCB’s: som van merker PCB’s 138, 153 en 180 in serum (ng/g vet); p,p’-DDE: metaboliet van DDT (ng/g vet) HCB: hexachloorbenzeen (ng/ng vet); PAK-merker: urinair 1-hydroxypyreen (µg/g creatinine); bloed lood in µg/l urinair cadmium in µg/g creatinine; merker DNA-herstel: urinair 8-hydroxy-deoxyguanosine (µg/g creatinine); merker voor darm, lever en pancreaskanker: CEA: carcinoembryonaal antigen (ng/ml); 95%BI: 95 % betrouwbaarheidsinterval

Bron: Steunpunt Milieu en Gezondheid, 2006

2.3.3Belgische deelname aan de WGO-moedermelkcampagnes

Door hun hoge stabiliteit en lipofiele eigenschappen accumuleren persistente organische polluenten (POP’s) in vetbevattende weefsels en voedingsmiddelen zoals moedermelk. Vele van deze POP’s zijn toxisch voor de mens en kunnen acute en chronische gezondheidsproblemen veroorzaken. De meest voorkomende POP’s zijn organochloorpesticiden (DDT, dieldrin, chlordaan …), industriële chemicaliën (PCB’s) of industriële bijproducten zoals dioxines.

De Wereldgezondheidsorganisatie (WGO) onderzoekt in welke mate de mens wordt blootgesteld aan milieugevaarlijke stoffen door metingen uit te voeren in moedermelk. De vetrijke samenstelling van moedermelk maakt deze zeer geschikt voor het meten van POP’s. Bovendien kan de moedermelk gemakkelijk door de moeders zelf worden afgekolfd. Tot nog toe zijn drie zulke campagnes uitgevoerd, waarbij de gehalten van verbrandings- en industriële afvalproducten dioxinen/furanen en de gehalten aan PCB’s (gechloreerde oliën) werden gemeten. De campagnes liepen in ’87-’88, ’92-’93 en ’01-’02 en telkens namen een 20-tal landen deel (Tarkowski & Yrjänheikki, 1989; Liem et al., 1996; WHO, 1996; Van Leeuwen & Malish, 2002). De vierde WGO-moedermelkcampagne liep in het kader van de Stockholmconventie (2004). Met de ratificatie van deze conventie verbinden 146 landen zich ertoe voor 12 belangrijke POP’s de gehalten in het leefmilieu en in de mens te verminderen (UNEP: www.pops.int/). Deze ratificatie werd in België afgerond in 2006. Het WGO-protocol van de vorige rondes werd hiervoor aangepast. Door gebruik te maken van een uniform protocol voor alle deelnemende landen worden POP’s-metingen van de verschillende landen vergelijkbaar.

De POP’s-metingen in de vierde campagne moeten toelaten na te gaan of reductiemaatregelen effect hebben en of er nieuwe probleemstoffen in stijgende lijn aanwezig zijn, waarvoor eventueel nieuwe reductiemaatregelen nodig zijn.


86 december 2007

België nam deel aan alle WGO-moedermelkcampagnes. Het is echter de eerste maal, dat er melkmonsters verzameld werden, verspreid over alle provincies van België (Nationale Cel Leefmilieu en Gezondheid, 2007). De huidige ronde werd gecoördineerd door de Federale Overheidsdienst Volksgezondheid, veiligheid van de voedselketen en leefmilieu en werd uitgevoerd voor rekening van de Federale Staat, de Vlaamse, Franse en Duitse gemeenschap, de gemeenschappelijke gemeenschapscommissie, het Vlaamse gewest, het Waalse gewest en het Brussels hoofdstedelijke gewest.

De deelnemers aan de studie

Volgens het WGO-protocol moest België één mengmonster samenstellen van 50 individuele moedermelkmonsters. Er werd moedermelk verzameld in alle provincies. In totaal namen 197 moeders deel aan de campagne: 104 uit Vlaanderen, 73 uit Wallonië en 20 uit Brussel (ca. 1/50 000 inwoners). Drie veldwerkers van het Provinciaal instituut voor Hygiëne in Antwerpen (¨PIH) en het Institut Povincial d’Hygiène et de Bactériologie (IPHB) recruteerden de deelnemers in 27 verschillende kraamklinieken van eind mei tot eind augustus 2006.

Deelname aan de studie was door de WGO opgestelde inclusiecriteria beperkt tot vrouwen tussen 18 en 30 jaar oud die borstvoeding gaven aan hun eerste kindje (geen tweelingen of meerlingen) na een normale zwangerschap. De moeders moesten geboren zijn in België en minstens vijf jaar wonen in het gewest van recrutering. Moeder en kind moesten gezond zijn en HIV-negatief. Alle moeders die een toestemmingsformulier ondertekend hadden, kregen een vragenlijst van anderhalve bladzijde waarin ze gegevens invulden over zichzelf (leeftijd, gewicht, voedingsgewoonten ...).

Van de 276 moeders die aan de inclusiecriteria voldeden, weigerden 13 % deelname aan de studie. Van de moeders die bereid waren deel te nemen, leverde 16 % geen melkstaal af. Van de resterende 201 individuele melkstalen werden 4 stalen niet geanalyseerd wegens verkeerde afname of bewaring van het staal.

De gemiddelde leeftijd van de deelnemers was 26 jaar. In de studiegroep van Wallonië waren de moeders gemiddeld jonger. Er waren 35 % moeders jonger dan 25 jaar in de Waalse groep in vergelijking met 16 à 17 % in Vlaanderen en Brussel. De deelnemers hadden quasi hetzelfde gemiddelde gewicht, lengte en BMI in alle gewesten. 94 % van de Vlaamse deelneemsters deden ander dan huishoudelijk werk, terwijl dit percentage in Wallonië en Brussel op 77 en 70 % lag. Bij de moeders uit Brussel waren er opvallend meer, dan in de andere gewesten, waarvan de moeder geen Belgische nationaliteit had: 35 % vs. 25 % in Wallonië en slechts 1 % in Vlaanderen. Wat betreft voedingsgewoonten, waren er eveneens een aantal verschillen tussen de gewesten. Bij de Vlaamse moeders werden meer vis en schaal- of schelpdieren geconsumeerd, maar het verschil met andere gewesten was enkel significant bij schaal- en schelpdierenconsumptie (26 % eet dit 1x per week vs. 10 % in Wallonië). Als de deelnemers vis consumeerden, dan was dit overwegend énkel magere vis en géén vette vis. In Vlaanderen was het overwicht van vrouwen die énkel magere vis aten, iets groter (79 % vs. 62 % in Wallonië). Minder moeders uit het Brusselse gewest consumeerden elke dag vlees (35 %) of melk/melkproducten (65 %) dan in de beide andere gewesten (resp. 70 % vlees en 80 % melk/melkproducten).

Staalname en analyse

De moeders kolfden thuis moedermelk af twee tot acht weken na de bevallling met behulp van een handpomp (AVENT type ISIS Naturally). De moedermelk werd opgevangen in een glazen fles met Teflon draaistop en bewaard in de koelkast (+4 °C) voor maximum 72 uur en nadien in de diepvriezer (<-18 °C). De moedermelk werd bij de moeders thuis opgehaald door de veldwerkers. Naast de 197 individuele monsters, werd een Belgisch mengmonster samengesteld van telkens 3 mL uit 178 individuele monsters, waarvan 95 uit Vlaanderen, 64 uit Wallonië en 19 uit het Brusselse gewest.

Het Wetenschappelijk Instituut voor Volksgezondheid (WIV) analyseerde de individuele monsters en een gedeelte van het mengmonster op aanwezigheid van 25 basis POP’s en 3 bijkomende POP’s. Van het Belgische mengmonster werd 500 mL opgestuurd naar het


december 2007 87

WGO-referentielaboratorium (State Institute for Chemical Analysis of Food) in Freiburg voor analyse op aanwezigheid van alle POP’s vermeld in Fout! Verwijzingsbron niet gevonden..

De Belgische waarden

Het vetgehalte van de Belgische moedermelkmonsters werd bepaald en bedroeg gemiddeld 3,44 % (BI = 3,22-3,66 %) op basis van alle individuele monsters en 3,20 tot 3,39 % in het mengmonster (resp. analyseresultaat van WHO-labo en Belgische labo) De densiteit van de melk was 1,02 g/mL (BI =1,01-1,03 g/mL) voor alle individuele monsters en 1,03 g/mL voor het mengmonster. De gehalten aan POP’s in alle Belgische moedermelkmonsters zijn samengevat in onderstaande Fout! Verwijzingsbron niet gevonden..

Tabel 32: Analyseresultaten van de POP’s gemeten in de individuele Belgische monsters en/of het Belgische mengmonster. (België, 2006)

Polluenten

Individuele monsters(a)

Mengmonster(b) analyse in:

P10 P50 P90 % > LOQ

Belgisch labo

WGO referentie labo

Basis POP’s

Aldrin* (ng/g vet) Nd nd nd 0 nd Nd

Dieldrin* (ng/g vet) Nd nd nd 6,3 < 10 6,7

Endrin groep* (ng/g vet)

Som(1) Nd nd nd 0 nd Nd

Endrin Nd

Endrin keton Nd

Heptachloor groep* (ng/g vet)

Som(2) Nd nd nd 0 nd 5,3

heptachloor Nd

Heptachloor-epoxide cis 5,6

Heptachloor-epoxide trans

nd

Chlordaan groep* (ng/g vet)

Som(3)

7,8

α-Chlordaan Nd nd nd 0 nd nd

γ-Chlordaan Nd nd nd 0 nd nd

Oxychlordaan Nd nd nd 1 nd 8,0

trans-nonachloor Nd nd nd 0 nd 1,7

DDT groep* (ng/g vet)

Som (4) 156,3

o,p'-DDD Nd nd nd 0 nd nd

p,p'-DDD Nd nd nd 0 nd nd

o,p'-DDE Nd nd nd 0 nd nd

p,p'-DDE 49,8 95,9 211,4 100 124,5 132,3

o,p'-DDT Nd nd nd 0,5 nd nd

p,p'-DDT Nd nd nd 5 nd 8,8

HCB* (ng/g vet) 5,0 15,5 23,3 86 16,2 15,0

HCH groep (ng/g vet)

α-HCH Nd nd nd 0 nd nd

β-HCH Nd nd 15,4 22 <10 12,0


88 december 2007

Polluenten



P10 P50 P90 % > LOQ

Belgisch labo

WGO referentie labo

γ-HCH Nd nd nd 0,5 nd 0,7

Merker PCBs* (ng/g vet)

Som 7 merkers 72,0 122,7 192,3 100 108,2 89,10

Som 6 merkers 68,1 112,9 174,4 100 97,2 80,05

PCB 28 nd 5,0 17,2 29 nd 1,02

PCB 52 nd 5,0 16,0 25 nd 0,36

PCB101 nd 5,0 11,0 13 nd 0,50

PCB118 5,0 11,8 19,0 65 11,0 9,05

PCB138 20,4 32,0 48,3 99 31,1 21,9

PCB153 27,0 43,7 68,6 100 43,4 38,4

PCB180 13,0 22,7 35,4 95 22,7 18,4

Parlar (toxafeen) groep* (ng/g vet)

Som(5) - - - - 2,3

Parlar 26 - - - - 0,7

Parlar 50 - - - - 1,5

Parlar 62 - - - - nd

‘Advanced’ POP’s

Dioxineachtige componenten (pg WHO1998-TEQ/g vet)

Dioxinen* - - - - 5,10

Furanen* - - - - 5,21

Dioxinen+furanen* - - - - 10,31

Mono-ortho PCB’s* - - - - 3,59

Non-ortho PCB’s* - - - - 3,43

Total - - - - 17,33

‘Optionele’ POP’s

Polygebromeerde dibenzodioxinen (PBDD) (pg/g vet)

- - - - 3,70

Polygebromeerde dibenzofuranen (PBDF) (pg/g vet)

- - - - 1,23

Polygehalogeneerde dibenzodioxinen + furanen (PXDD/F) (tetra- en penta- gesubstitueerde congeneren) (pg/g vet)

- - - - <0,03

Polygebromineerde difenylethers (PBDE) (ng/g vet)

Som - - - - 2,010

PBDE 15 - - - - 0,034

PBDE 17 - - - - <0,0019

PBDE 28 - - - - 0,065

PBDE 47 - - - - 0,893


december 2007 89

Polluenten



P10 P50 P90 % > LOQ

Belgisch labo

WGO referentie labo

PBDE 66 - - - - <0,0045

PBDE 71 - - - - <0,0038

PBDE 75 - - - - <0,0048

PBDE 77 - - - - <0,028

PBDE 85 - - - - 0,017

PBDE 99 - - - - 0,224

PBDE 100 - - - - 0,212

PBDE 119 - - - - <0,0024

PBDE 138 - - - - <0,0017

PBDE 153 - - - - 0,492

PBDE 154 - - - - 0,021

PBDE 183 - - - - 0,051

PBDE 190 - - - - <0,0048

PBDE 203 - - - - <0,0085

PBDE 209 - - - - na

Hexabromocyclododecaan (HBCD) (ng/g vet)

Som - - - - 1,5

α-HCB - - - - 1,5

β-HCB - - - - <0,8

γ-HCB - - - - <0,8

Bijkomende POP’s

Mirex* (ng/g vet) - - - - nd

Endosulfaan groep (ng/g vet)

Som nd nd nd 0 nd nd

α-endosulfaan nd

β-endosulfaan nd

γ-endosulfaan nd

Bromocyclen (ng/g vet) - - - - nd

S-421 (ng/g vet) - - - - nd

Jodiumfenfos (ng/g vet) - - - - nd

4,4’-methoxychloor (ng/g vet)

nd nd nd 0 nd nd

Nitrofen (ng/g vet) nd nd nd 0 nd nd

Triclosan-methyl (ng/g vet)

- - - - nd

Pendimethalin (ng/g vet) - - - - nd

Musk xyleen $ (ng/g vet) - - - - 11,7

Musk keton (ng/g vet) - - - - 1,9

Resultaten onder de kwantificatielimiet (LOQ) werden op helft van de LOQ gezet. Waarden onder de detectielimiet (LOD) zijn aangeduid met ‘nd’ en werden op nul gezet bij berekening van het gemiddelde voor de individuele monsters. De POP’s aangeduid met een sterretje* zijn deze opgenomen in de Stockholmconventie (2001).


90 december 2007

(a) 196 monsters voor PCB’s en 190 monsters voor organochloorpesticiden. (b) 178 individuen in het mengmonster. ‘-‘: niet geanalyseerd, ‘nd’: niet gedetecteerd (< LOD), ‘na’ niet analyseerbaar, ° geometrisch gemiddelde. $ musk-xyleen = musk xylol; Belgisch laboratorium: LOD = 5 ng/g vet en LOQ = 10 ng/g vet voor PCB’s en organochloorpesticiden; LOQ = 1,8 ng/mL voor PFOS en PFOA. ; WHO referentielaboratorium: LOD = 0,25 ; LOQ = 0,50 voor pesticiden, LOQ = 0,01 tot 0,04 voor merker PCB’s, LOQ= 0,02-0,07 voor mono-ortho PCB’s, LOQ=1,4-7,5 voor non-ortho PCB’s, LOQ = 0,01 tot 0,07 voor dioxinen/furanen.; (1) som van endrin en endrin keton, berekend als endrin. (2) som van heptachloor, heptachloorepoxide (cis/trans), berekend als heptachloor.(3) som van alfa-, bèta- en oxychlordaan, berekend als chlordaan. (4) som van o,p’-DDT p,p’-DDT, p,p’-DDE en p,p’-DDD, berekend als DDT.(5) som van parlar 26, 50 en 62.

Bron: Nationale Cel Leefmilieu en Gezondheid, 2007

Samengevat: stoffen die in de Belgische moedermelkmonsters:

� niet (meer) aangetroffen werden, zijn: aldrin, endrin, o,p’-DDD, p,p’-DDD, o,p’-DDE, mirex, endosulfaan, bormocyclen, S-421, jodiumfenfos, 4,4’-methoxychloor, nitrofen, triclosan-methyl, pendimethalin en gehalogeneerde dioxinen/furanen.

� in de buurt van kwantificatielimiet lagen, zijn: dieldrin, cis-heptachloorepoxide, oxychlordaan, o,p’-DDT, bèta- en gamma-HCH en toxafeen.

� (nog) duidelijk aanwezig waren, zijn: polygechloreerde dioxinen/furanen, PCB’s, p,p’-DDE, HCB, PBDE’s, HBCD, enkele congeneren van polygebromeerde dioxinen/furanen en musk-xyleen.

De meeste gemeten organochloorpesticiden die 25 tot 30 jaar geleden verboden werden, worden nu niet meer of nauwelijks teruggevonden in de moedermelk van moeders die zelf rond die periode geboren zijn. Enkel de DDT-metaboliet p,p’-DDE en de som van merker-PCB’s waren boven de detectielimiet (10 ng/g vet) in alle individuele monsters. Hexachlorobenzeen werd waargenomen in 86 % van de monsters en β-hexachlorohexaan was aanwezig in 22 % van de Belgische monsters.

Variabiliteit in moedermelkgehalten van PCB’s, p,p’-DDE en HCB

Door de deelnemende moeders werd een vragenlijst ingevuld waarin werd gepeild naar invloedsfactoren waarvan gekend is dat ze een invloed hebben op het gehalte aan POP’s in het lichaam. Woonplaats (gewest), leeftijd, gewicht, voedingsconsumptiegewoonten en werk van de moeder, of leeftijd van de baby bij afkolven van de melk, kunnen belangrijk zijn. Voor elk van deze factoren werd een enkelvoudige regressieanalyse uitgevoerd met de 9 groepen basis POP’s gemeten in de individuele moedermelkmonsters. Zo werd voor elk van de factoren berekend hoeveel procent (%) ze van de variabiliteit in de meetwaarden verklaarden (R

2-waarde). Deze R

2-waarde geeft weer hoe belangrijk de invloedsfactor is voor de

waargenomen variatie in de POP’s-gehalten, maar niet voor het het POP’s-gehalte zelf. Voor de significante invloedsfactoren met p < 0,10 werd een forward stepwise multivariate regressieanalyse uitgevoerd.Zo werden de belangrijkste invloedsfactoren geïdentificeerd.

In wat volgt wordt het resultaat van de multivariate analyse weergegeven, met alle invloedsfactoren die in het statistisch model behouden bleven (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.).

Enkel de leeftijd en het gewest waarin de deelnemers minimum 5 jaar woonden, waren significante factoren welke de variabiliteit in zowel PCB-, p,p-DDE- en HCB-moedermelkgehalten bij de onderzochte groep moeders, bepaalden. De leeftijd van de moeders varieerde van 18 tot 30 jaar, met een gemiddelde van 26 jaar. Indien de gemiddelde leeftijd van de moeders met één jaar toenam, steeg het gemiddeld PCB-gehalte met 6,0 %, het gemiddelde p,p-DDE-gehalte eveneens met 7,1 % en het gehalte HCB met 3,8 % (zie richtingscoëfficiënt (bèta)) (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.).


december 2007 91

Tabel 33: Verklarende factoren voor gehalte aan POP’s in moedermelk van de Belgische deelnemers.(België, 2006)

invloedsfactor richtings- coëfficiënt (bèta)

a Partiële R

2 p

voor gehalte merker PCB’s

leeftijd (j) 6,0 (6,0-8,0) 0,26 <0,001

Vlaanderen vs. andere gewesten -15,4 (

-16,6 –

-14,3) 0,015 0,04

gewicht (kg) -0,5 (

-1,5 – 0,5) 0,018 0,03

werken vóór zwangerschap (neen/ja) 14,6 (13,4 – 15,7) 0,013 0,06

totaal model 0,30 <0,001

voor gehalte p,p-DDE

leeftijd (j) 7,1 (6,1 – 8,1) 0,11 <0,001

Vlaanderen vs. andere gewesten 30,4 (29,2 – 31,6) 0,04 0,004

Werken vóór zwangerschap (neen/ja) 17,7 (16,5 – 19,0) 0,009 0,15 totaal model 0,16 <0,001

voor gehalte HCB

leeftijd (j) 3,8 (2,2 – 5,4) 0,11 <0,001

Vlaanderen vs. andere gewesten 0,10 <0,001 model 0,21 <0,001

a percentage verandering (met 95% betrouwbaarheidsinterval) in moedermelk POP’s-gehalte geassocieerd met één eenheid toename van de invloedsfactor. R2-waarde geeft weer hoe belangrijk de invloedsfactor is voor de waargenomen variatie in de POP’s-gehalten, maar niet voor het het POP’s-gehalte zelf


Figuur 17: Toenamen van POP’s-gehalten met de leeftijd van de moeder (België, 2006)

18 20 22 24 26 28 30

age (y)

0

50

100

150

200

250

300

350

PCB sum (ng/g fat)

18 20 22 24 26 28 30

age (y)

0

50

100

150

200

250

300

350

400

p,p'-DDE

18 20 22 24 26 28 30

age (y)

-5

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

HCB (ng/g fat)

Opm: de schaal van grafiek met PCB’s en p,p’-DDE werd zodanig genomen dat respectievelijk één outlier en drie outliers niet meer zichtbaar zijn op de grafiek. Drie van deze vier moeders waren tussen 29 en 30 jaar oud.



92 december 2007

0

5

10

15

20

25

Vlaanderen Wallonië Brussel

HCB (ng/g vet)

0

5

10

15

20

25

An twe r

pen

O ost-V

laand

eren

Wes

t-Vlaa

nde r

enL im

burg

Vlaam s-

B raba

nt

Waa

ls -B ra

bant

Luxe

mbu

rg

N amen Lu

ik

H eneg

ouwen

Bruss

e l

HCB-c

oncentratie (ng/g vet)

0

50

100

150

200

Antwer

pen

Oos

t-Vlaan

dere

n

Wes

t-Vlaan

dere

n

Limbu

rg

Vlaa

ms-Bra

bant

Waa

ls-B

raba

nt

Luxe

mbu

rg

Nam

en Luik

Hen

egou

wen

Bruss

elsom merker PCB's (ng/g vet)

0

50

100

150

200


merk

er PCBs (ng/g

vet)

0

50

100

150

200


p,p

'-DDE (ng/g

vet)

0

50

100

150

200

Antwe r

pen

Oos

t-Vlaan

dere

n

Wes

t-Vlaan

dere

n

Limbu

rg

Vlaam

s-Bra

bant

Waa

ls-Bra

bant

Luxe

mbu

rg

Namen Lu

ik

Heneg

ouwen

Bruss

el

p,p'-DDE concentratie (ng/g vet)

Uit het statistische model bleek dat er voor de POP’s-gehalten ook een significant verschil was tussen de gewesten (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.).

Figuur 18: Gemiddeld gehalte (met 95% betrouwbaarheidsinterval) aan 7 merker PCB’s (1ste

rij), p,p’-DDE (2de rij) en HCB (3

de rij) gemeten in de moedermelk, weergegeven per gewest

(links) en per provincie (rechts)


december 2007 93

Volgorde van provincies in de x-as: Antwerpen, Oost-Vlaanderen, West-Vlaanderen, Limburg, Vlaams-Brabant, Waals-Brabant, Luxemburg, Namen, Luik, Henegouwen, Brussel.


De gemiddelde PCB en HCB waarden waren het hoogst in Wallonië (143,2 ng/g vet versus. 122,3 ng/g vet (Vl) en 140,0 ng/g vet (Br) voor PCB’s én 17,1 ng/g vet versus. 13,5 ng/g vet (Vl) en 16,6 ng/g vet (Br) voor HCB). De Vlaamse moeders hadden echter opvallend hogere p,p’-DDE-waarden van 118,3 ng/g vet versus 84,8 ng/g vet en 89,7 ng/g vet in resp. Wallonië en Brussel. Dezelfde trend zet zich globaal door tussen de provincies, hoewel er geen significante verschillen opgetekend werden tussen de provincies. De aantallen deelnemers per provincie waren te laag om een vergelijking toe te laten. Het was niet het opzet van de studie om provincies te vergelijken, de deelnemers werden verdeeld over de provincies om een voldoende geografische spreiding te hebben binnen de gewesten.

Verrassend is wel, dat geen enkele voedingsconsumptieparameter bepalend was om de variabiliteit in de meetresultaten te verklaren. Het is immers gekend dat vette dierlijke en visserijproducten, voor het merendeel van de POP’s-opname zorgen. Het feit dat dit niet naar voor komt uit de voedingsvragen, doet vermoeden dat de voedingsvragen niet specifiek genoeg gericht waren om deze opname in kaart te brengen, en/of dat er weinig variatie was in voedingspatroon tussen de moeders onderling, en/of dat het onvoldoende het consumptiepatroon gedurende het gehele leven weergeeft (periode van accumulatie).

Vergelijking met vorige WGO-moedermelkcampagnes

De Belgische mengmonsters van de eerste drie WGO-moedermelkcampagnes waren minder ‘gebiedsdekkend’ dan het mengmonster van de vierde campagne. In 1988 nam België deel aan de eerste WGO-moedermelkcampagne met drie mengmonsters uit drie verschillende regio’s (Luik, Brussel en Waals-Brabant), samengesteld uit in totaal 64 deelnemers. Voor de tweede campagne werden in 1993 opnieuw drie mengmonsters verzameld in dezelfde regio’s, samengesteld uit respectievelijk 20, 6 en 8 deelnemers. Bij de derde campagne in 2001 nam België deel met twee mengmonsters uit Luik. In de vierde WGO-campagne werd één Belgisch mengmonster samengesteld uit 178 individuele monsters verzameld in alle provincies.

Ten opzichte van de eerste campagne daalden de waarden van de merker-PCB’s in 1993 tot ongeveer de helft van de waarde in 1988 (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.). Deze sterke daling was echter naar alle waarschijnlijkheid grotendeels toe te schrijven aan het gebruik van verschillende analysetechnieken in beide campagnes. De techniek (packed column techniek) gebruikt bij de eerste campagne gaf een systematische overschatting van de PCB-waarden (WHO, 1996). De merker-PCB-waarden dalen daarna opnieuw van ca. 200 ng/g vet in 2001 tot 80 ng/g vet in de huidige camapgne. Dat is meer dan een halvering in een periode van vijf jaar.

Het aantal non-ortho en mono-ortho PCB-congeneren die geanalyseerd werden in de opeenvolgende WGO-campagnes is verschillend. Om vergelijking van deze resultaten mogelijk te maken, werden enkel de congeneren gemeenschappelijk in de tweede, de derde en de vierde campagne in rekening gebracht (in de eerste campagne werden deze PCB’s niet gemeten). De gemeenschappelijk congeneren zijn drie non-ortho PCB’s (77, 126 en 169) en zes mono-ortho PCB’s (105, 118, 156, 157, 167 en 189). Het huidige niveau aan mono-ortho PCB’s is lager dan dat gemeten in 1993, terwijl de non-ortho PCB’s op een vergelijkbaar niveau blijven.

In de eerste WHO-moedermelkcampagne van ’87-’88 had België de hoogste waarden aan dioxinen/furanen van alle 19 deelnemende landen (40,2 pg TEQ/g vet). Ook in de tweede en derde campagne was België bij de koplopers, samen met andere geïndustrialiseerde landen (Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.). De Belgische waarden volgden echter wel de dalende internationale trend. In de huidige 4

de campagne is het gehalte in België nog gedaald

tot 10,3 pg TEQ/g vet t.o.v. de meetwaarden van vijf jaar geleden (15 en 19 pg TEQ/g vet).


94 december 2007

Figuur 19: Gehalten aan merker-PCB’s (ng/g vet) en dioxinen/furanen (pg TEQ/g vet) in Belgische moedermelk geanalyseerd in de vier opeenvolgende WGO-moedermelkcampagnes. (België, 1989, 1991, 2002, 2006)

Bron: Nationale Cel Leefmilieu en Gezondheid (2007)

De vierde WGO-moedermelkcampagne is nog niet afgerond, waardoor vergelijking met de resultaten van andere deelnemende landen nog niet mogelijk is. De Belgische resultaten werden dan vergeleken met literatuurdata. De pesticiden dieldrin, haptachloor, heptachloor epoxide, chlordaan, hexachlorocyclohexaan en toxafeen werden in geen of zeer weinig individuele Belgische moedermelkmonsters waargenomen. Ook in het mengmonster werden voor deze pesticiden lage concentraties gedetecteerd. Dit is in overeenstemming met recente metingen van gechloreerde pesticiden in andere landen gedurende de voorbije 5 à 6 jaar (Lignell et al., 2005; Jaraczewska et al., 2006; Darnerud et al., 2001; Newsome and Ryan, 1999; Campoy et al., 2001; Nasir et al, 1998).

Andere polluenten waren wel duidelijk aanwezig in de Belgische moedermelk. De Belgische waarde voor de som van 6 merker-PCB’s was vergelijkbaar met recente bevindingen in Griekenland en Zweden (Costopoulou et al., 2006; Lignell et al., 2005). Voor de DDT-metaboliet p,p’-DDE werden hoge waarden gevonden in de Belgische moedermelk, vergeleken met Zwitserse waarden gerapporteer door Lignell et al. in 2005. De Belgische HCB-concentratie was op hetzelfde niveau als deze gerapporteerd in Kroatië eind jaren ’90 (Krauthacker et al., 1998) of in Zweden in 2004 (Lignell et al., 2005), maar lager dan recente Poolse meetresultaten (Jaraczewska et al., 2006). Het huidige Belgische PBDE-gehalte is vergelijkbaar met dat gevonden in Duitsland (Vieth et al., 2004), Polen (Jaraczewska et al., 2006) en Zweden (Guvenius et al., 2003). De HBCD-concentratie in het Belgische mengmonster is van hetzelfde niveau als de mediaan HBCD-concentratie gevonden in Canadese moedermelk (Ryan and Patry, 2002), maar hoger dan de concentraties gedetecteerd in Zweedse moedermelk (Lignell et al., 2003, 2005). De Belgische waarden voor musk xyleen en musk keton zijn lager dan de Duitse waarden in 1995 (Ott et al., 1999) en de Deense waarden in 1999 (Duedahl-Olesen et al., 2005).

2.3.4 Biomonitoring als surveillancemethode voor milieugezondheid in Vlaanderen

De gezondheid van het individu en de bevolking wordt beïnvloed door endogene elementen (erfelijk en verworven), exogene elementen (zoals leefstijl, sociale omgeving en fysieke omgeving) en preventie en zorg. Bij het nagaan van de impact van milieu op de gezondheid zoomt men vooral in op de impact van de fysisch-chemische omgeving.

Men kan wetenschappelijk onderzoek verrichten met de focus op gevaarsanalyse en dit meer bepaald via epidemiologisch en toxicologisch onderzoek. Anderzijds kan men blootstellingsanalyse uitvoeren via emissie- of concentratiegegevens of zoals in de biomonitoring, via gegevens over de interne blootstelling in de mens. Om tot een degelijke

0

100

200

300

400

500

600

700

1988-1989 1991-1992 2001-2002 2005-2007

6 merker PCB's

(ng/g vet)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

1988-1989 1991-1992 2001-2002 2005-2007

dioxines/furanen

(pg TEQ/g vet)

België

gemiddelde alle landen


december 2007 95

risico-inschatting te komen zijn zowel een goede gevaarsanalyse als een deugdelijke blootstellingsanalyse cruciaal.

Blootstelling of effect bepalen?

Ten velde is het vaak niet eenvoudig om een bepaalde milieubron in verband te brengen met een vastgesteld gezondheidseffect. Bij emissiemetingen kent men de bron, maar weet men niets over het gezondheidseffect (Tabel 34). Omgevingsconcentraties kunnen verschillende bronnen als oorzaak kennen en geven weinig informatie over mogelijke gezondheidseffecten. Al vele jaren worden gezondheidsindicatoren (bv. kankerincidentie en sterftecijfers) geregistreerd. Die kunnen echter vaak niet met een bron van vervuiling verbonden worden door de lange latentietijd van milieugebonden ziekten, de multicausaliteit van de meeste aandoeningen en het ontbreken van goede blootstellingsdata. Ook effectindicatoren zoals effectbiomerkers geven eerder een beeld over de gezondheidseffecten dan over brondetectie. Blootstellingsindicatoren zoals blootstellingsbiomerkers waarbij polluenten (of metabolieten van polluenten) rechtstreeks bepaald worden in menselijke stalen - bv. bloed en urine - geven echter een geïntegreerd beeld van alle blootstellingen aan de polluent in kwestie. Bij het Vlaams humaan biomonitoringsprogramma (VHBP) werden zowel blootstellingsbiomerkers als effectbiomerkers bepaald.

Tabel 34: Mate waarin aangrijpingspunten voor monitoring de informatie over brondetectie en gezondheidseffect beïnvloedden

Monitoring brondetectie gezondheidseffect druk indicator (bv. emissie) toestandsindicator (bv. omgevingsconcentratie) blootstellingindicator (bv. blootstellingsbiomerker) effectindicator (bv. effectbiomerker) gezondheidsindicatoren (bv. sterftecijfer)

+ + + + +

+ -

- -

- +

+ + + + +

+ + + +

Bron: Toezicht Volksgezondheid

Andere mogelijkheden

Tevens probeert men een link te vinden tussen in de mens gemeten blootstellingsindicatoren en effectindicatoren. Dit kunnen ook stoffen in de mens zijn – bv. stoffen in de urine die wijzen op een beïnvloeding van de nierfunctie - maar ook meer functionele gegevens zoals ‘time to pregnancy’ of ‘tijd tot zwangerschap’, de tijd tussen het stopzetten van gebruik van voorbehoedsmiddelen met de bedoeling zwanger te worden en het ontstaan van een zwangerschap. Om een totaalbeeld te verkrijgen van de complexe verstoringsketen van milieubron tot gezondheidseffect is niet alleen een volledige gegevensset nodig maar ook de invulling van de nog talrijke kennisleemten.

Verder is het, naast blootstellings- en vroegtijdige effectindicatoren, ook mogelijk om gevoeligheidsindicatoren te bepalen. Deze geven aan of een bepaalde groep personen meer of minder gevoelig is voor de impact van een bepaalde milieu-invloed.

De globale doelstelling van het VHBP is ’monitoring for action’ waarbij ’meten om te weten’ en kennis voor de loutere wetenschap maar een secundair doel is en ’meten om te doen’ de basisdoelstelling vormt. Dit ’doen’ kan verschillende vormen aannemen. Zo is beleidsevaluatie een belangrijke doelstelling: zitten we op het juiste spoor; worden vooropgestelde doelstellingen (snel genoeg) bereikt? Beleidsvoorbereiding en –bijsturing naar een meer effectief beleid kan een gevolg zijn van deze evaluatie. Het VHBP heeft ook een meerwaarde voor de beleidsuitvoering bv. sanering bij ernstige aanwijzingen voor gezondheidsschadende blootstelling.

Het VHBP is met andere woorden geen wetenschappelijke studie, maar een wetenschappelijk uitgevoerd ‘surveillance’-programma. Ze is voor wat betreft de doelstelling, vergelijkbaar met de milieumeetprogramma’s van de Vlaamse overheid. Voor wat betreft interpreteerbaarheid en benodigde wetenschappelijke omkadering verschilt het VHBP wel van de andere


96 december 2007

meetnetten. Het VHBP is een geïntegreerde benadering van blootstellingen uit alle omgevingen en effecten van de combinatie van meerdere polluenten (en oorzaken). De uiteindelijke bedoeling is een beter zicht te krijgen op de relatie tussen gezondheid en milieu in Vlaanderen ter ondersteuning van de beleidsprocessen en zo bij te dragen tot het bereiken van een optimale primaire en secundaire preventie. Met primaire preventie bedoelt men hier het optreden van afwijkende waarden in de mens omwille van milieuoorzaken voorkomen en ziekterisico’s verminderen. Bij secundaire preventie zal men bij het vroegtijdig opmerken van afwijkende waarden in bloed of urine van een gezonde bevolking er iets aan proberen te doen vooraleer men ziek wordt.

Vereisten indicatoren

Bij het opzet van een biomonitoringsprogramma dient men aandachtig te zijn dat de gebruikte indicatoren aan een aantal vereisten moeten voldoen. De indicator moet iets meten dat vatbaar is voor actie, moet robuust zijn (geen verandering bij minieme methodologiewijzigingen) en eenvoudig te interpreteren. Hij dient meetbaar te zijn in een gemakkelijk bereikbaar lichaamscompartiment en aangepast aan de logistieke mogelijkheden. Daarnaast is een (maatschappelijk) acceptabele kostenbatenverdeling van belang. De blootstellingsindicatoren dienen specifiek gevoelig te zijn voor de gezochte blootstelling. Men streeft eveneens naar (blootstellings)indicatoren met een gekende dosis-responsrelatie. Ook voor de effectindicatoren is de specificiteit en sensitiviteit voor het gezochte effect belangrijk net als een gekende relatie met ziekten (morbiditeit). De effectindicator dient vatbaar te zijn voor actie. Het is duidelijk zijn dat een dergelijke, ideale, indicator momenteel onbestaande is. Ten slotte is het duidelijk dat aan humane biomonitoring ook een aantal ethische aspecten verbonden zijn die initiatiefnemers niet uit het oog mogen verliezen.

Verwachte meerwaarde van het VHBP

Men wenst ’normaalwaarden’ (referentiewaarden) voor de gezonde bevolking te bekomen met een verdeling of spreiding van de waarden (variatie). ’Refentiewaarden’ is hier bedoeld in de betekenis van waarden die momenteel gemiddeld in Vlaanderen voorkomen. Het houdt niet steeds in dat deze waarden niet gezondheidsschadend zijn. Dit gegeven is van groot belang om in geval van specifieke blootstellingssituaties een vergelijkingsbasis te hebben. Indien men merkt dat de ‘referentiewaarden’ te hoog liggen in vergelijking met andere landen, kan eventueel een algemene actie volgen om het niveau te verlagen.

Daarnaast is het belangrijk de verdeling van de ‘achtergrondwaarden’ te kennen voor bevolkingsgroepen waarvoor geen blootstelling bekend is. De achtergrondwaarden kunnen eventueel een beleidsstreven aangeven op lange termijn voor een duurzame ontwikkeling.

Tevens peilen we naar het bestaan van ’specifieke blootstellingswaarden’ die boven de gezondheidskundige toetsingswaarde liggen. Dit vraagt specifieke actie (secundaire preventie). Het probleem is dat deze gezondheidskundige toetsingswaarde voor weinig polluenten beschikbaar is. Indien de blootstellingswaarden boven de spreiding van de normaalwaarde liggen kan men overwegen om specifieke acties te ondernemen. Men kan ook nagaan of er bepaalde groepen zijn met een hogere blootstelling dan anderen zoals groepen met bepaald geslacht, ras, leeftijd, milieugebied, opleidingsniveau, inkomen etc.

Op termijn geeft biomonitoring ons de mogelijkheid om een trendanalyse uit te voeren en na te gaan of de blootstelling over de tijd (snel genoeg) vermindert en of de volksgezondheids- en milieu-interventies werkzaam zijn en eventuele doelstellingen (snel genoeg) bereikt worden. Hiervoor heeft men echter minstens drie metingen in de tijd nodig bij dezelfde leeftijdsklasse. Deze trendanalyse heeft een belangrijke meerwaarde voor beleidsevaluatie en beleidsvoorbereiding maar is uiteraard pas op termijn mogelijk.

Uiteindelijk bouwt men een bepaalde wetenschappelijke kennis op. Dit is echter van ondergeschikt belang bij VHBP waar de nadruk op surveillance ligt.

Valkuilen


december 2007 97

Een noodgedwongen gebruik van niet ideale indicatoren, leemten in de kennis over polluenten als milieuaandoeningen, een onvolledig zicht op de blootstellingsgeschiedenis in tijd en ruimte nopen tot voorzichtigheid bij de interpretatie van biomonitoringsgegevens.

Voor een blootstellings- versus effectmerkersanalyse geldt verder dat een gevonden associatie nog geen bewijs is voor een oorzakelijk verband. (Milieu)ziekten worden meestal bepaald door meerdere factoren. Men dient zich dan ook af te vragen welk aandeel een bepaalde milieufactor heeft bij het ontstaan van de ziekte.

Beleidsmatige omkadering

Het Vlaams humane biomonitoringsprogramma heeft een duidelijke potentiële meerwaarde voor beleidsevaluatie, beleidsvoorbereiding en secundaire preventie. Het is echter geen wondermiddel.

Het belang van het VHBP weerspiegelt zich ook in actie 3 van het Europese Actieplan 2004-2010 in uitvoering van de Europese Strategie voor Milieu en Gezondheid waarbij de Europese Commissie zich engageert tot het organiseren van een gecoördineerde benadering van humane biomonitoring in Europa. Op Vlaams niveau is het VHBP verankerd in het decreet betreffende het preventieve gezondheidsbeleid van 21 november 2003 (BS 03.02.2004) dat stelt in art. 54 §2 dat de Vlaamse regering maatregelen dient te nemen voor de ontwikkeling en uitvoering van een programma voor biomonitoring.

Van biomonitoringsgegevens naar acties …

De doelstelling van het VHBP is mee een basis te leveren voor een effectief en efficiënt milieugezondheidsbeleid. Uit de meetgegevens zelf is evenwel niet meteen duidelijk wat de oorzaak van eventuele afwijkende waarden is. Onmiddellijke actie is daarom meestal onmogelijk. Om tot een doordachte, wetenschappelijk verantwoorde en transparante vertaling van meetgegevens naar actie te komen is, in opdracht van de Vlaamse overheid, een faseplan ontwikkeld (Koppen et al., 2005). De VHBP-resultaten doorlopen verschillende stappen van het plan (Figuur 20): zijn de gedetecteerde problemen volksgezondheidskundig ernstig?; moeten de problemen prioritair aangepakt worden?; is de oorzaak van de afwijkende meetwaarden gedrags- of milieugebonden?; is een lokale bron detecteerbaar?.

Tijdens elke fase beantwoordt een multidisciplinair panel van wetenschappelijke deskundigen specifieke vragen over respectievelijk ernst, prioriteit, oorzaak en bronnen van de afwijkingen. Vervolgens geeft een jury met ambtenaren, experten, maatschappelijke groepen en vertegenwoordigers van het lokale gezondheidsbeleid een advies over de gestelde vragen, rekening houdend met de resultaten van het evaluatiepanel en met maatschappelijke afwegingen. Uiteindelijk moet dat concrete adviezen opleveren op basis waarvan de politieke overheid de nodige beslissingen kan nemen.

In de werkwijze die het faseplan naar voor schuift is ook ruime aandacht voor frequente en tijdige communicatie met de burger en voor maatschappelijke participatie.


98 december 2007

Figuur 20: Faseplan voor vertaling van meetgegevens naar acties

Bron: VMM, Toezicht Volksgezondheid op basis van Koppen et al. (2005)

In 2006 werd gestart met de uitvoering van een pilootstudie van het conceptueel fasenplan. Op basis van een aantal inhoudelijke criteria

15 werd besloten DDE als pilootproject fase 2 te

selecteren.

DDE is een restproduct van DDT, een bestrijdingsmiddel dat al vele jaren verboden is. De metingen in het navelstrengbloed van de pasgeborenen, en het perifeer bloed van de jongeren en volwassenen toonden echter relatief hogere waarden aan in het landelijke gebied en de Albertkanaalzone wanneer deze twee aandachtsgebieden werden vergeleken met het Vlaamse referentiegemiddelde. Het pilootproject had niet enkel tot doel de oorzaak van de DDE-afwijkingen te achterhalen maar ook het ‘concept’ fasenplan te evalueren en op basis hiervan indien nodig aan te passen. Op basis van de de rapporten die verslag doen van zowel de desk research, de expertronde als van de jurydiscussies werd een geïntegreerd beleidsrapport opgesteld waarin voorstellen

15

Allereerst leek deze problematiek op het eerste zicht niet al te complex, wat het mogelijk zou moeten maken om

op korte termijn zowel de praktische uitvoerbaarheid van het fasenplan te evalueren als concrete

beleidsmaatregelen voor te stellen. Ten tweede is DDE verhoogd in zowel het landelijke gebied als de

Albertkanaalzone, zodat het actieplan kan worden uitgetest voor verschillende milieutypegebieden. Ten derde sluit

de problematiek van de verhoogde DDE-gehaltes nauw aan bij de zogenaamde ‘zero tolerance’ voor Persistente

Organische Polluenten (volgens de Stockholm conventie). En tenslotte wordt DDT als hormoonverstoorder

aangeduid wat het belang vanuit oogpunt van de volksgezondheid aangeeft.


december 2007 99

voor mogelijke beleidsacties werden opgelijst. Dit document werd overgemaakt aan de kabinetten van de beide bevoegde ministers (Leefmilieu en Volksgezondheid). Er kwamen duidelijk twee grote groepen beleidsaanbevelingen naar voor, enerzijds op het vlak van sensibilisering en anderzijds op het vlak van verder onderzoek. Op basis van het advies van de stuurgroep van het fasenplan besliste de minister van Leefmilieu tot uitvoering van volgende acties:

� Een inzamel- en een sensibiliseringsactie voor bestrijdingsmiddelen, gekoppeld aan een sorteeranalyse van de binnengeleverde bestrijdingsmiddelen;

� De verdere identificatie van de humane blootstellingsroute.

Er werd tevens beslist dat bij inspectierondes van landbouwbedrijven extra aandacht zal besteed worden aan de aanwezigheid van verboden pesticiden.

Wat het tweede luik van het DDE-pilootproject betreft, nl. de conceptuele evaluatie van het fasenplan, werden de ervaren knelpunten en mogelijke oplossingen geïnventariseerd. Mede op basis hiervan werd een aangepaste structuur voor het geïntegreerd fasenplan (d.i. voor de andere biomerkers die nadere aandacht vragen en voor de drie leeftijdsgroepen samen) opgesteld. Een belangrijk aandachtspunt hierbij is de selectieprocedure voor de overgangen van de voorfase naar fase 1 en fase 1 naar fase 2 Het samen behandelen van de drie leeftijdsgroepen in 1 geïntegreerd fasenplan houdt immers in dat een zeer groot aantal complexe gegevens moeten beoordeeld op ernst en prioriteit. Tevens werden fase 1 en fase 2 samengevoegd waarbij de oorzaak van de afwijking en de mogelijke bron in 1 fase worden onderzocht. Een derde fase werd toegevoegd waar de opvolging van de uitvoering van evetuele beleidacties centraal staat. Het geïntegreerde fasenplan ging van start begin 2007. De experten en juryrondes worden doorlopen gedurende het voorjaar en het najaar van 2007. Tegen eind 2007 wordt een beleidsdocument aan de beide bevoegde ministers voorgelegd waarin de selectie van de biomerkers voor fase 2 zal voorgesteld worden.

3. Gezondheidseffecten waarin milieufactoren een rol spelen.

In dit deel worden enkele gezondheidseffecten besproken waarvan een link met het milieu gekend is of vermoed wordt. Vaak liggen echter ook andere dan milieufactoren aan de basis van het voorkomen van deze gezondheidseffecten. Elk deel bespreekt kort de aandoening, geeft de relatie met het milieu weer en schetst daarna de algemene situatie in Vlaanderen.

3.1 Astma

3.1.1 Wat is astma?

Astma is een ziekte van de luchtwegen met als belangrijkste kenmerk overprikkelbaarheid, die zich manifesteert door klachten van hoesten, piepende ademhaling en periodes van kortademigheid. Deze overprikkelbaarheid wordt verklaard door een bijzondere ontsteking van de wand van de luchtpijpen, waarvan we weten dat ze o.m. kan ontstaan onder invloed van bepaalde vormen van pollutie, infecties en vooral ook allergieën, en waarvan de fijne ontstaansmechanismen nog onvoldoende bekend zijn. Personen met overprikkelbare luchtwegen zijn veel gevoeliger dan normalen voor uitlokkende prikkels (zoals inspanning, rook, mist, parfums, bepaalde chemische producten) en vertonen dan de hierboven vermelde klachten; er kan dan vaak door middel van longfunctieonderzoek een partieel of volledig omkeerbare vernauwing van de luchtwegen vastgesteld worden. Deze is het gevolg van samentrekking van de gladde spieren in de wand en/of opzwellen van de slijmvliezen. Onder invloed van acuut en sterk inwerkende prikkels, vooral infectieuze agentia, kunnen acute astma-aanvallen optreden die levensbedreigend kunnen zijn. (Wetenschappelijk rapport P. Vermeire).

Het is niet eenvoudig om astma te definiëren, omdat de perceptie ervan afhangt van de waarnemer: voor de patiënt bestaat astma uit episodisch piepen, hoest en kortademigheid; voor de arts en de respiratoire fysioloog is astma vooral geassocieerd met luchtweghyperreactiviteit en reversibele luchtwegobstructie en voor de immunoloog betekent astma voornamelijk ontsteking van de luchtwegen (Busse, 1999). Het GINA (Global Initiative


100 december 2007

for Asthma) stelt de volgende officiële definitie voor in zijn rapport van 2002: “Astma is een chronische inflammatoire aandoening van de luchtwegen waarbij talrijke cellen en cellulaire elementen een rol spelen. De chronische ontsteking veroorzaakt een verhoging in luchtwegreactiviteit die leidt tot periodieke episodes van piepend ademen, kortademigheid, benauwdheid en hoest, vooral ‘s nachts en in de vroege ochtend. Deze episodes zijn meestal geassocieerd met een algehele maar variabele luchtwegobstructie die vaak reversibel is, ofwel spontaan ofwel door behandeling” (National Institute of Health, 2002).

De pathogenese van astma is nog onvoldoende bekend. De vraag naar een beter begrip is erg dringend en dwingend in het licht van de toenemende prevalentie in de Westerse wereld. Van personen met astma wordt aangenomen dat ze meestal een genetische voorgeschiktheid voor deze aandoening hebben en hierdoor bijzonder gevoelig zijn voor invloeden uit hun omgeving.

Volgens T. Platt-Mills, zou het ontstaan van klinisch manifest astma vanaf de geboorte bij het jonge kind volgens een drietal stadia verlopen:

� wijziging van de immuunrespons van het individu onder invloed van 'sensitizers', zoals allergenen, bij ons vooral huisstofmijt, mogelijk ook dierepithelen, vooral van katten; er ontstaat o.m. een predominantie van Th2-lymfocyten i.p.v. de natuurlijk overheersende Th1- respons;

� ontstaan van luchtweginflammatie, volgens nog niet goed begrepen mechanismen, onder invloed van een aantal 'enhancers', versterkende invloeden, o.m. ozon, dieselpartikels, rhinovirussen, endotoxine (dat zich o.m. in het huisstof bevindt). Deze ‘enhancers’ versterken in feite de gevoeligheid, de kans op allergie;

� optreden van astmaklachten onder invloed van 'triggers' die meer de ontstane bronchiale overprikkelbaarheid aantonen; dergelijke triggers zijn bv. inspanning, koude lucht, passief roken. 'Enhancers' en 'sensitizers' kunnen later ook nog als 'triggers' optreden.

3.1.2 Relatie met het milieu: de risicofactoren voor astma

Risicofactoren voor astma kunnen onderverdeeld worden in factoren die eigen zijn aan het individu (gastheerfactoren) en omgevingsfactoren.

Genetische voorgeschiktheid of atopie

Astma komt in bepaalde families meer voor, er is dus een genetische voorgeschiktheid die mee verantwoordelijk zou zijn voor het ontstaan van astma. Welke de exacte verantwoordelijke genetische eigenschappen (of genen) zijn, is echter moeilijk te bepalen aangezien het ontstaansmechanisme van astma vrij complex is en nog niet helemaal duidelijk. Atopie en bronchiale hyperreactiviteit zijn belangrijke genetisch overdraagbaar eigenschappen die een rol spelen in het al dan niet krijgen van astma. Atopie kan omschreven worden als de genetische aanleg om allergische reacties te vertonen. Bronchiale hyperreactiviteit is het overdreven reageren van de luchtwegen op prikkels.

Het risico van astma is ook afhankelijk van leeftijd en geslacht. Een zuigeling loopt blijkbaar meer risico voor het krijgen van astma. Dit vooral omdat zowel longen als immuunsysteem nog niet volgroeid zijn. Tot ongeveer 10 jaar ligt het risico van astma voor jongens hoger dan voor meisjes. Na de puberteit hebben vrouwen dan weer een hoger risico op het krijgen van astma.

Of etnische origine een risicofactor is voor het krijgen van astma is niet duidelijk, ook de sterk verschillende leefomgeving en/of levensstijl kan mee aan de basis liggen.

Omgevingsfactoren

Epidemiologisch onderzoek heeft een aantal milieufactoren aangewezen die zouden kunnen bijdragen tot het ontstaan van astma - of althans van klachten; een aantal van deze worden hier meer uitvoerig besproken.


december 2007 101

‘Sentizers’

� Binnenhuisallergenen. De mens brengt een groot deel van z’n tijd binnenshuis door. Ook het aantal allergenen in de woning is sterk toegenomen door het meer isoleren (en vaak te weinig ventileren) van woningen, het houden van huisdieren en het verwarmingssysteem (convectiewarmte). Vooral de huisstofmijt (HSM) is in onze streken geassocieerd met astma, vooral als men er zeer vroeg aan blootgesteld is. Maar ook de allergenen veroorzaakt door huisdieren, kakkerlakken en schimmels zijn associaties gekend. Toch zijn deze niet altijd even duidelijk zo lijkt de vroegtijdige blootstelling aan kattenallergenen het risico om astma te ontwikkelen bij een kind te verminderen.

� Buitenhuisallergenen zoals de verschillende pollensoorten worden veel minder met astma geassocieerd; een uitzondering hierop vormt de rol van massieve ontladingen in de atmosfeer zoals bv. aangetoond voor soja tijdens astma-epidemies die in Barcelona werden waargenomen bij het lossen of laden van schepen in de haven, of gesuggereerd voor pollen tijdens zware onweersbuien in Engeland.

� Geneesmiddelenallergieën (bv. aan aspirine) verergeren soms de klachten bij astmapatiënten. Er zijn geen indicaties dat deze allergieën risicofactoren zijn bij het ontwikkelen van astma.

� Stoffen in het arbeidsmilieu: men onderscheidt klassiek substanties met hoog en met laag moleculair gewicht. Met astma worden 250 beroepsblootstellingen geassocieerd. Meest frequent in ons land is wellicht de bloem verantwoordelijk voor bakkersastma. Een belangrijke 'nieuwkomer' vooral in het hospitaal milieu is latex.

‘Enhancers’

� bestanddelen uit de sigarettenrook: Actief roken zou bijdragen aan de ernst van astma, maar is mogelijk niet de oorzaak bij het ontstaan ervan. In combinatie met sensibiliserende stoffen in het arbeidsmilieu zou het echter wel een risicofactor zijn voor het ontwikkelen van beroepsastma. Passief roken lijkt zeker een belangrijke omgevingsfactor te zijn voor het ontwikkelen van astma, vooral tijdens de eerste twee levensjaren van het kind maar wellicht ook tijdens de zwangerschap. Passief roken wordt door volwassen astmapatiënten als bijzonder onaangenaam ervaren;

� Verontreiniging van de buitenlucht is een omgevingsfactor die vaak als schuldige voor de toename van astma ingeroepen wordt. Zijn rol als 'inducer' staat allesbehalve vast, deze van 'trigger' van symptomen bij voorbeschikte individuen lijkt waarschijnlijker. Vervuilende stoffen die belangrijk blijken in dit kader, zijn SO2, ozon, NOx en zwevend stof (PM). (zie achtergronddocumenten zwevend stof, verzuring en fotochemische luchtverontreiniging). Stoffen die mogelijk een verergering van de astmaklachten te weeg brengen zijn: CO, VOS, POP’s en zware metalen (zie ook achtergronddocumenten Verspreiding van VOS, Verspreiding van POP’s en verspreiding van zware metalen).

� In een aantal studies bleek de luchtvervuiling veel meer geassocieerd te zijn met het voorkomen van bronchitis dan met het ontwikkelen van astma, zeker in de vroegere Oostbloklanden (Cookson, 1999).

� Recent spitst de aandacht zich vooral naar de rol van fijne partikels vrijgezet uit dieselmotoren voor het ontstaan van astma. Via deze dieseldeeltjes zouden pollen en andere allergenen die op deze deeltjes zitten tot diep in de longen gebracht kunnen worden waardoor het effect van deze allergenen verhoogd wordt. Maar het zou ook kunnen dat de deeltjes zelf verantwoordelijk zijn voor een immuunrespons.

� Verontreiniging van de binnenlucht: bv. stikstofoxides, formaldehyde, isocyanaten … die rechtstreeks op de luchtwegen kunnen inwerken of sensibilisatie voor allergenen kunnen bevorderen.

� Virale infecties zijn de belangrijkste oorzaak voor het uitlokken van astma-aanvallen bij kinderen en volwassenen. Over de rol bij het ontwikkelen van astma is meer controverse: enerzijds zouden virale infecties tijdens de eerste levensjaren beschermend zijn (frequente infecties tijdens eerste levensjaren, vaak gerelateerd aan verblijf in kinderopvangcentra en frequent contact met andere kinderen), anderzijds zouden zij een risicofactor zijn voor de ontwikkeling van astma (geïsoleerde ernstige infecties tijdens het eerste levensjaar). Het minder voorkomen van virale infecties, meer antibioticagebruik en


102 december 2007

een hygiënischere leefwereld zouden sterk bijdragen tot het meer voorkomen van allergie en astma, zoals ook gesuggereerd wordt in de ‘hygiëne hypothese’ (Strachan, 2000). Het ondergaan van bacteriële infecties zoals Chlamydia pneumonia op kinderleeftijd lijkt een rol te spelen bij de ontwikkeling van astma op volwassen leeftijd.

� Voedingsgewoonten spelen ook een rol. Een BMI groter dan 30 (zwaarlijvigheid) wordt gecorreleerd aan hoger risico voor astma. Additieven (zoals conserveermiddelen en kleurstoffen) vormen vooral een potentieel probleem voor sommige personen die reeds aan astma lijden. Voedselallergie, vooral voor koemelk en eieren, bij pasgeborenen zou een risicofactor zijn voor de ontwikkeling van astma. Borstvoeding zou een voorbijgaande beschermend effect hebben. Een hoog gebruik van zout en een lage inname van vitamine C zijn mogelijke risicofactoren, terwijl het eten van verse vette vis beschermend zou zijn. Genetisch gemanipuleerd voedsel kan misschien ook bijdragen tot astma en allergie door blootstelling aan antigenen die normaal niet in de betreffende voedingswaren aanwezig zijn.

‘Triggers’

Sommige andere factoren kunnen een astma-aanval uitlokken zoals fysieke inspanning, bruuske temperatuursschommelingen, stress, blootstelling aan chemische producten, continue blootstelling aan allergenen binnenshuis en andere allergieën.

3.1.3 Astma in Vlaanderen

Zoals hierboven besproken spelen er naast milieu ook veel andere factoren mee bij het voorkomen van astma. De hieronder besproken gegevens geven een globaal beeld over de situatie in Vlaanderen, zonder hierbij specifiek te kijken naar de fractie veroorzaakt door milieufactoren.

Bij zowel vrouwen als mannen is de mortaliteit ten gevolge van astma gestegen sinds 1987 (Figuur 21). In 1997 was astma verantwoordelijk voor 0,28 % van het totaal van de sterfgevallen in België. Het zijn echter niet de sterfgevallen die de grootste impact hebben. De morbiditeit door astma (of het ziek zijn door astma) heeft een veel grotere impact. Zo blijkt uit de minimaal klinische gegevens dat de ziekenhuisopnames van de gevoelige groepen 0-9 jarigen en 60 – 69 jarigen respectievelijk 30 % en 12 % als hoofddiagnose astma hebben. Het merendeel van deze opnamen gebeurt via de spoedafdeling. (Puddy & Tafforeau, 2003)

Figuur 21: Mortaliteit door astma en chronisch obstructief longlijden (COPD) per geslacht, gestandaardiseerde cijfers naar leeftijd (Vlaanderen, 1987 –1997

aantal per 100 000 per jaar

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

Mannen

Vrouwen

Mannen 11,1 36,7 70,8 64,2 63,1 59,9 75,7 65,5 66,5 67,5 63,2

Vrouwen 3,4 7,7 14,8 14,1 15,8 14,6 16,8 16,2 16,9 17,5 16,1

1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997


december 2007 103

De foutbalken op de figuur duiden het 95 % betrouwbaarheidsinterval aan

Bron: WIV, SPMA

Een juiste raming van de prevalentie van astma (het aantal personen dat lijdt aan astma gedurende een bepaalde periode) wordt geremd door het ontbreken van een goede epidemiologische definitie. Onderzoek in Antwerpen in het kader van twee grote internationale studies, respectievelijk de European Community Respiratory Health Survey (ECRHS) bij volwassenen van 20 tot 45 jaar en de International Study on Asthma and Allergies in Children (ISAAC) bij kinderen van 6-7 en 13-14 jaar wijst uit dat de gemiddelde prevalentie ongeveer 7 % bedraagt. Bij volwassenen was de prevalentie hoger in stedelijk dan voorstedelijk milieu. Van 1991-1992 naar 1996-1997 was de prevalentie bij volwassenen met ongeveer 30 % gestegen. Zowel voor kinderen als volwassenen situeren de Antwerps-Belgische gegevens zich zowat in het wereldgemiddelde (ISAAC steering committee,1998)

Uit eerste resultaten van ECRHS II - het vervolg van de ECRHS studie in de periode 2001 tot 2002 - worden de verschillen tussen het stedelijk en voorstedelijk milieu uit de eerste studie bevestigd en een stijging in het voorkomen van astma en neusallergieën opgemerkt.

Uit de vervolgstudie van ISAAC in 2002 (ISAAC 3) blijkt dat de klachten in verband met piepen of fluiten minder voorkomen. Het aantal astmaklachten komen daarentegen frequenter voor (behalve voor 13-14 jarige jongens). Klachten van rhinitis komen nu vaker voor bij de tieners. Huidklachten of eczema komt dan weer vaker voor bij de 6-7 jarigen. Voor zowel rhinitis als huidklachten/eczema werd reeds een relatie met luchtverontreiniging beschreven. In vergelijking met de andere landen in de studie zijn de symptomen in Antwerpen lager of gelijk, met uitzondering van eczema. (Stranger et al., 2003)

Uit de gezondheidsenquête van 2001 blijkt dat in Vlaanderen de prevalentie van astma bij mannen (alle leeftijden) 3,9 % en bij vrouwen (alle leeftijden) 3,2 % bedraagt (WIV, Demarest et al, 2002).

3.2 Hormoonverstoring

3.2.1 Wat is hormoonverstoring?

De coördinatie van deze reacties van dieren en mensen op hun opgeving, gebeurt met behulp van twee systemen: het zenuwstelsel en het hormoonstelsel (of endocrien stelsel). Terwijl het zenuwstelsel zorgt voor een vrij snelle reactie op bijvoorbeeld een pijnprikkel, een visuele of een auditieve waarneming, spelen hormonen een rol in de tragere overdracht van informatie met een vaak langduriger effect. Het vervult een essentiële rol bij de regulatie van een hele reeks fysiologische processen zoals energietoevoer, groei, voortplanting e.a. Endocriene klieren reageren op inwendige of uitwendige stimuli door de productie en afscheiding van hormonen in het bloed. Deze interageren met de doelcellen via binding op specifieke receptoren (of ontvangers) die het signaal overdragen naar de cel die dit signaal omzet in een bepaalde ‘actie’ van de cel. Wanneer het endocriene systeem normaal functioneert, worden de juiste boodschappen doorgegeven aan de juiste doelwitcellen. Bij storingen kunnen foute signalen worden doorgegeven, wat tot ontregeling van het organisme, en ziekte kan leiden.

Endocriene verstoorders of hormoonontregelaars kunnen de hormonale functies op verschillende manieren beïnvloeden:

� Ze kunnen de effecten van natuurlijke hormonen nabootsen door te binden op precies dezelfde receptoren en een signaal aan de cel door te geven (pseudo-hormonen). Hierdoor ontstaat een toestand van overdreven aanwezigheid van bepaalde boodschappen, of worden sommige signalen op een verkeerd ogenblik doorgegeven. Een typisch voorbeeld zijn de pseudo-oestrogenen.

� Andere stoffen kunnen de receptoren blokkeren (anti-hormonen) wat als gevolg heeft dat de natuurlijke hormonen niet meer kunnen binden. Een chemische stof kan bijvoorbeeld het testosteron verhinderen zijn receptoren te bezetten, door zelf de receptorplaats in te nemen. Dit kan vervrouwelijking tot gevolg hebben omdat de mannelijke hormoonboodschap in onvoldoende mate doorgegeven wordt.


104 december 2007

� De hormoonverstoorder kan de aanmaak van een teveel aan hormoonreceptoren stimuleren waardoor het effect van de circulerende natuurlijke hormonen wordt versterkt.

� Sommige stoffen wijzigen of vernietigen de natuurlijke hormonen, of kunnen de werking beïnvloeden van de enzymen die de natuurlijke hormonen moeten elimineren.

� Bepaalde stoffen werken in op de scheikundige processen tijdens de hormoonproductie, waardoor de hormonale structuur en activiteit veranderen.

� Tevens kunnen sommige substanties het transport van hormonen via de bloedbaan beïnvloeden, bijvoorbeeld door interactie met het gebonden hormoon of de hormoon bindende eiwitten, wat een verstoring in de signaaloverdracht voor gevolg heeft

Verder bestaan er complexe interacties tussen het hormonaal systeem, het afweersysteem en het centrale zenuwstelsel, zodat het niemand zal verwonderen dat er talrijke omstandigheden zijn die tot ontregeling van het hormonale evenwicht kunnen leiden. (Zie MIRA-S 2000 en achtergronddocument gevolgen mens: deel vruchtbaarheidsproblemen)

In het regeerakkoord van de Vlaamse regering 2004 wordt vermeld dat er in het toekomstige beleid voor milieu en gezondheid bijzondere aandacht zal besteed worden aan het terugdringen van stoffen die de werking en de aanmaak van hormonen in het lichaam verstoren.

In opdracht van LNE werden mogelijke indicatoren voor hormoonverstoring geïdentificeerd en een strategie om de nodige informatie te verzamelen uitgewerkt (Mahmoud et al., 2004). In deze studie, werd volgende rangorde opgesteld van 19 relevante pathologieën voor opvolging en efficiëntere registratie, met als criteria beschikbaarheid van de gegevens en relevantie voor Vlaanderen:

� borstkanker bij de vrouw;

� vrouwelijke onvruchtbaarheid;

� mannelijke onvruchtbaarheid en kwaliteit van het sperma;

� non-hodgkin lymfoom;

� prostaatkanker;

� vertraagde puberteit;

� mannelijke op vrouwelijke verhouding bij geboorte (sex ratio);

� congenitale afwijkingen;

� intra-uteriene groeiachterstand;

� prematuriteit;

� testiskanker;

� mentale en psychomotorische ontwikkeling;

� cryptochidie;

� hypospadias;

� vroegtijdige puberteit;

� schildklierziekten;

� ziekten van het immuunsysteem (immunosuppressie);

� endometriose;

� tijd tot zwangerschap.

In de vervolgstudie hierop (Den Hond et al. 2007), ook opgedragen door de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE, werd enerzijds geananlyseerd voor welke van deze indicatoren goede incidentiegegevens kunnen bekomen worden met bestaande databanken en anderzijds werd de kostenberekening uitgevoerd voor één prioritaire aandoening.


december 2007 105

Onderstaande tabel geeft de frequentie van kankers in Vlaanderen zoals ze gerapporteerd worden door de Stichting Kankerregister. (http://www.tegenkanker.be/rubriek.asp?rubid=18).

Tabel 35: Aantal nieuwe tumoren per jaar (periode 1997-2000) en per geslacht voor alle kankers samen en voor de vier geselecteerde kankers

tumor geslacht 1997 1998 1999 2000 borst (C50) vrouw 4 093 4 332 4 608 4 879 prostaat (C61) man 3 285 3 513 4 429 4 841 testis (C62) man 96 105 98 127 NHL (C82-C85) man 533 467 528 476 vrouw 445 399 435 451 NHL = non-Hodgkin lymfoom

Bron: Van Eycken & De Wever (2006)

De analyse van de data uit de kankerregistratie over een korte periode van 4 jaren (1997-2000) toonde aan dat er voor borstkanker en prostaatkanker een zeer sterke stijging in incidentie voorkwam. Voor bostkanker werd er op 4 jaar tijd een stijging van 20% waargenomen, voor prostaatkanker bedroeg deze stijging bijna 50 %. Ondanks het feit dat men een reële toename niet kan uitsluiten, worden deze stijgingen toch grotendeels toegeschreven aan externe omstandigheden, namelijk een betere diagnose en opgevoerde screening van borstkanker, en het veralgemeend toepassen van een eenvoudige diagnosetechniek (PSA-meting) voor prostaatkanker. Bovendien is het ook waarschijnlijk dat de invoer van een verhoogde screening niet homogeen verdeeld gebeurd is voor Vlaanderen.

Studiecentrum voor Perinatale Epidemiologie (1997-2005)

De verwachte ratio van mannelijke over vrouwelijke geboortes bedraagt 1,05. De gemiddelde waargenomen ratio in Vlaanderen schommelt hierrond en er werd geen duidelijke trend vastgesteld in de ratio over de laatste 9 jaren.

In dezelfde periode werden 9,5 % van de baby’s geboren zonder inductie, bij een zwangerschapsduur van minder dan 37 weken (prematuur). Het percentage baby’s dat voor een zwangerschapsduur van 28 weken geboren werd zonder inductie bedroeg over de 9 jaren samen 0,37 %. Het percentage prematuriteit leek toe te nemen in de tijd, maar het percentage extreme prematuriteit varieert weinig van jaar tot jaar.

Het percentage baby’s dat geboren werd met intra-uteriene groeiachterstand, een geboortegewicht onder de tiende percentiel van de standaard groeicurve, bedroeg 7,5 % voor Vlaanderen voor de periode van 1997 tot 2005. De afzonderlijke jaren apart beschouwd, ziet men dat dit percentage heel constant was van jaar tot jaar.

In totaal komen er in de databank 5 % vrouwen voor waarbij vermeld werd dat de zwangerschap niet spontaan tot stand kwam. Dat percentage nam niet toe over de periode van 9 jaren. Dit roept vragen op over de volledigheid van de data aangezien de mogelijkheden voor zwangerschapsbegeleiding in deze periode in Vlaanderen sterk zijn toegenomen en de terugbetalingsvoorwaarden van het RIZIV zijn versoepeld. Ook het grote aantal ontbrekende waarden stelt de betrouwbaarheid van de gegevens in vraag.

Op basis van een steekproef uit de gegevens van het Intermutualistisch Agentschap van 2002, 2003 en 2004 werd berekend dat respectievelijk 0,43 %, 0,47 % en 0,47 % van de mannen vanaf 20 jaar een semenanalyse heeft ondergaan, een maat voor het aantal koppels met vruchtbaarheidsproblemen. De meeste semenanalyses werden uitgevoerd bij mannen tussen de 25 en 45 jaar met een piek rond de leeftijd van 30 jaar (2,3 %).

Hormonale stimulatie en bepaalde ingrepen in het kader van vruchtbaarheidsbehandeling werden gehanteerd als merker voor vrouwelijke subfertiliteit. Op basis van een minimale lijst van medicatie die bijna uitsluitend in geval van subfertiliteit wordt voorgeschreven (groep van de gonadotrofines) werd voor de 3 afzonderlijke analysejaren berekend dat voor de totale


106 december 2007

leeftijdsgroep van 20 tot 47 jarige vrouwen in 2002 0,99 %, in 2003 1,09 % en in 2004 1,19 % hormonale stimulatie kregen. Deze toename wordt deels toegeschreven aan veranderingen in het terugbetalingssysteem. Het percentage vrouwen tussen 20 en 47 jaar die een ingreep ondergingen in het kader van vruchtbaarheidsbehandeling lagen voor de 3 afzonderlijke analysejaren in dezelfde range: 1,33 % in 2002, 1,26 % in 2003 en 1,43 % in 2004.

Voor endometriose werd een verkennende analyse uitgevoerd op basis van de gegevens van 2004. Zowel het aantal vrouwen dat een ingreep kreeg die zeker wijst op endometriose (minimale lijst) als het aantal vrouwen dat een ingreep kreeg die zeker of mogelijks wijst op endometriose (maximale lijst) werden uitgedrukt als percentage van het totaal aantal vrouwen in de leeftijdscategorie. De percentages voor de minimale lijst lagen zeer laag (0,1 % van de vrouwen) en de marge tussen minimale en maximale lijst was groot, wat doet vermoeden dat de maximale lijst toch te aspecifiek is.

In de analyse van de gezondheidskost voor de maatschappij werd een methodologie uitgewerkt om de gezondheidskosten te berekenen per incidentie volgens dezelfde stappen als de milieuverstoringsketen (DPSI-R). Deze maatschappelijke kost van de gevolgen van milieuverontreiniging kan dan afgewogen worden tegenover de baten die een sanering of een reductie van het milieuprobleem veroorzaken. Het kan bovendien dienen om de verschillende milieuverstoringen te rangschikken volgens hun impact op de gezondheid. Het ontwikkelde model werd toegepast op borstkanker. Hierbij moet wel opgemerkt worden dat de gegevens die voor handen zijn met betrekking tot blootstelling aan endocriene stoorstoffen en het effect van deze blootstelling op de gezondheid niet volstaan om in te schatten welk aandeel van alle borstkankergevallen in Vlaanderen te wijten zal zijn aan milieuverontreiniging. De gemiddelde kost voor borstkanker bedraagt volgens de human capital methode 107 000 euro per geval (zie onderstaande tabel), of ongeveer 524 miljoen euro per jaar in Vlaanderen, uitgaande van de totale incidentie in 2001. Volgens een ‘Willingness To Pay’-benadering stijgt dit tot gemiddeld 565 keuro per geval, weliswaar berekend per overlijden en niet per borstkankergeval.

Tabel 36: Berekening totale gemiddelde kost volgens de human capital methode per incidentie van borstkanker bij een discontovoet van 4 % (Vlaanderen, periode 1998-2004)

kostencategorie kost (euro/diagnose)

directe medische kost 12 037 productiviteitsverlies ziekteperiode 32 340 productiviteitsverlies vroegtijdige sterfte 63 079 totaal 107 456

Bron: VITO, 2007 o.a. op basis gegevens Christelijke Mutualiteit

3.2.2 Relatie met het milieu: blootstelling aan hormoonverstorende stoffen

Sinds de jaren '50 wordt de mens echter via allerhande wegen blootgesteld aan een steeds groter wordende hoeveelheid en verscheidenheid aan lichaamsvreemde stoffen. Een gangbare hypothese is dat waargenomen fenomenen, zoals een dalende spermakwaliteit, toename van testiskanker, verhoogd voorkomen van hypospadie en cryptorchidie … deels kunnen worden toegeschreven aan een verstoring van het endocrien systeem van mens en dier door uiterst lage concentraties van een waaier aan bio-accumuleerbare xenobiotica. Dit bemoeilijkt sterk het blootleggen van de relatie tussen deze alarmerende trends in gezondheidseffecten en de blootstelling aan bepaalde types chemicaliën. (D’Hooghe, 2002)

In een studie werd gezocht naar hormoonverstorende stoffen in de Vlaamse oppervlaktewateren. Dit gebeurde aan de hand van effectgerichte metingen. Bij deze metingen worden de stalen getest op hun hormoonverstorende werking i.p.v. op concentraties van bepaalde stoffen. Uit de metingen bleek dat sommige oppervlaktewateren een hoge activiteit vertoonden (soms tot 50 maal de activiteit van oppervlaktewater in Duitsland of Nederland), anderen hadden een activiteit van dezelfde grootteorde als deze in Duitsland en Nederland. Ook werd er voor dioxines, atrazine (een pesticide), bisfenol A (weekmakers) en 17 α-ethinyloestradiol (hoofdbestanddeel van de vrouwelijke anticonceptiepil) een


december 2007 107

risicoanalyse uitgevoerd. Wat betreft dioxines blijken wel voldoende gegevens aanwezig, hetgeen voornamelijk toe te schrijven is aan de dioxine-crisis van 1999. Er werd een risicoanalyse uitgevoerd van de carcinogene en de reproductieve gezondheidseffecten door blootstelling aan dioxines. Voor de andere drie onderzochte stoffen atrazine, bisfenol A en 17 α-ethinyloestradiol blijken er nog grote hiaten te bestaan voor de verschillende compartimenten. (Witters et al., 2003)

De belangrijkste verklarende hypothese (de oestrogeenhypothese) over het pathologisch mechanisme dat de stijging van een aantal waargenomen stoornissen van het voortplantingsstelsel bij de man zou veroorzaken, werd geformuleerd door Sharpe en Skakkebaek. (Sharpe en Skakkebaek, 1993; Carlsen et al., 1992; Adami et al., 1994). Infertiliteit ontstaat zoals de meeste ziekten uit een samenwerken van verschillende factoren zoals chromosomale of genetische defecten, levenswijze, medische aandoeningen maar ook de omgeving waarin men woont of werkt. Sharpe en Skakkebaek stelden dat de aandoeningen hun oorsprong hebben in een verstoring van de hormoonbalans van de zich ontwikkelende foetus door chemicaliën met hormonale werking aanwezig in het milieu. Als argumentatie wordt verwezen naar een aantal epidemiologische en experimentele observaties zoals de toegenomen incidentie van misvormingen van de zaadleider en de teelballen en een verminderde spermakwaliteit bij zonen van moeders die tijdens hun zwangerschap behandeld waren met het synthetische oestrogeen hormoon diëthylstilbestrol (DES). Een aantal wetenschappers stelden vraagtekens bij deze oestrogeenhypothese. Safe argumenteerde dat, wanneer men de inname van alle natuurlijk voorkomende oestrogenen (fyto-oestrogenen) zou optellen, rekening houdend met hun oestrogene activiteit, de bijdrage van industriële chemicaliën minimaal moet worden geacht (Safe, 1995). Een ander tegenargument is het feit dat de effecten die bij dieren werden opgemerkt (in het wild en in het laboratorium) het gevolg waren van zeer hoge blootstellingen, die niet relevant zouden zijn voor de mens. Fyto-oestrogenen gedragen zich echter volledig anders in het lichaam dan door de mens gemaakte verbindingen. Zo worden ze snel door het lichaam afgebroken en uitgescheiden (minuten tot uren na inname), iets wat niet het geval is voor persistente organochloorverbindingen. Deze laatsten worden ook niet gebonden aan transporteiwitten, waardoor zij in het bloed een hoger percentage vrije, en dus actieve fractie, hebben. Tenslotte heeft men ook gemerkt dat dieren die blootgesteld werden aan aparte verbindingen geen effect vertoonden, maar dat allerlei groei- en voortplantingstoornissen begonnen op te treden, wanneer ze in aanraking kwamen met een mengsel van dezelfde verbindingen (Porter et al., 1984). Dit verschijnsel wordt additiviteit of synergisme genoemd, naargelang de graad van het effect. De Sharpe en Skakkebaek hypothese is zeer aantrekkelijk wegens het feit dat ze één enkele, biologisch plausibele oorzaak geeft voor de bij de man opgemerkte fertiliteitsaandoeningen. Hoewel deze hypothese in de daaropvolgende jaren sterk werd aangevochten, tonen recente data het belang aan van enerzijds de latentietijd, en anderzijds de definiëring van een juist kritisch blootstellingsvenster.

3.2.3 Hormoonverstoring in Vlaanderen

De laatste jaren wordt een stijging van een aantal vruchtbaarheidsgerelateerde aandoeningen bij de man en de vrouw waargenomen. Voor sommige is de trend onbetwist en wordt ze in grote delen van de Westerse wereld vastgesteld. Dit is het geval voor de stijging van testiskanker en de daling van de sekse-ratio bij de pasgeborenen. Over andere vruchtbaarheidsproblemen bestaat minder eensgezindheid. Een daling van de spermakwaliteit (concentratie en/ of beweeglijkheid en/ of morfologie) en een toename van hypospadie (verkeerd uitmonden van de urinebuis onderaan de penis) en cryptorchidie (niet ingedaalde teelballen) bij de man en endometriose (buitenbaarmoederlijke baarmoederslijmvliesgroei) bij de vrouw, worden al dan niet wereldwijd, dan toch in bepaalde regio's van de Westerse wereld opgemerkt.

Verslechtering van de spermakwaliteit

Binnen het kader van de Vlaamse Milieu en Gezondheidsstudie werden 100 mannen (50 in Antwerpen en 50 in Peer) onderzocht op hun spermakarakteristieken. Spermaconcentratie en -morfologie werd bepaald, samen met een aantal hormonen. Daarnaast werd ook bij kandidaatdonoren de kwaliteit van het sperma bijgehouden (Figuur 22).


108 december 2007

Figuur 22: A) Afname in de tijd van het percentage spermatozoa bij kandidaat donoren in Vlaanderen, vergelijking met de onderzochte M&G populatie B) testosteronconcentraties bij de onderzochte mannen in de M&G studie; p-waarde duidt op statistische verschillen tussen de regio’s

Jaar

80

60

40

20

0

Morfologie(%normaal)

77-80 81-84 85-88 89-92 93-96 97-00 Peer +Antwerpen

A

0

5

10

15

20

25

30

0

100

200

300

400

500

600

Peer Antwerpen

Vrij testosteron Totaal testosteron

ng/dl

P<0.001

390 (96)

491 (132)

11.6 (3.4)9.2 (2.2)

< 300 300-400 > 400ng/dL ng/dL ng/dL

Peer 20 35 45

Antwerpen 4 26 70

B

ng/dl

Totaaltestosteron

Jaar

80

60

40

20

0


77-80 81-84 85-88 89-92 93-96 97-00 Peer +Antwerpen

Jaar

80

60

40

20

0


80

60

40

20

0


77-80 81-84 85-88 89-92 93-96 97-00 Peer +Antwerpen

A

0

5

10

15

20

25

30

0

100

200

300

400

500

600

Peer Antwerpen


ng/dl

P<0.001

390 (96)

491 (132)

11.6 (3.4)9.2 (2.2)

< 300 300-400 > 400ng/dL ng/dL ng/dL

Peer 20 35 45

Antwerpen 4 26 70

B

ng/dl

Totaaltestosteron

0

5

10

15

20

25

30

0

5

10

15

20

25

30

0

100

200

300

400

500

600

0

100

200

300

400

500

600

Peer Antwerpen


ng/dl

P<0.001

390 (96)

491 (132)

11.6 (3.4)9.2 (2.2)

< 300 300-400 > 400ng/dL ng/dL ng/dL

Peer 20 35 45

Antwerpen 4 26 70

B

ng/dl

Totaaltestosteron

Bron: D’Hooge, in voorbereiding

Zoals blijkt uit Figuur 22A was de spermamorfologie significant slechter in Peer in vergelijking met Antwerpen. De spermaconcentratie (Figuur 22B) was niet significant verschillend. De lagere spermamorfologiewaarden gingen gepaard met lagere concentratie aan testosteron (mannelijk hormoon) in het serum van de onderzochte mannen. De gehele onderzochte populatie scoorde voor spermamorfologie gelijkaardig als de populatie jonge mannen (zelfde leeftijdscategorie) die zich tussen 1997 en 2000 aanboden op het Laboratorium Andrologie als kandidaatdonor, en waarvan het eerste spermastaal werd geanalyseerd. Dat in Vlaanderen de spermakarakteristieken van deze populatie is gedaald sinds 1976 werd al in 1996 beschreven (Van Waeleghem et al., 1996).

Uit recent onderzoek van gegevens van de Gentse spermabank blijkt dat de laatste vijf jaar (1999 – 2004) de kwaliteit van het sperma zich lijkt te stabiliseren. Zo zou nu 55 % van de jonge mannen een goede kwaliteit hebben. Een 35 à 39 % heeft sperma van mindere kwaliteit zodat verminderde vruchtbaarheid optreed en zo’n 8 à 9 % heeft sperma dat te zwak is om een kind te kunnen verwekken (Comhaire et al., 2004).

toename van het voorkomen van testiskanker

Testiskanker is momenteel de meest voorkomende kwaadaardige tumor bij jonge mannen in de westerse wereld en verschijnt in hoofdzaak onder twee vormen, seminoma en niet-seminoma, met een incidentiepiek bij respectievelijk 35-39 jarigen en 25-29 jarigen (Toledano et al., 2001). Het voorkomen van deze kanker is de laatste jaren in de meeste westerse landen significant gestegen en er is een duidelijke raciale en geografische variatie in de incidentie (Dearnaley et al., 2001). In België bestaan onvoldoende statistieken over de evolutie van het voorkomen van deze kanker.

toename van het voorkomen van hypospadie en cryptorchidie

Prevalentiecijfers van cryptorchidie (niet uit de buikholte ingedaalde teelballen) die bekomen

werden in verschillende studies zijn moeilijk te vergelijken door de verschillen in onderzoekstechnieken en de leeftijd waarop de jongens werden onderzocht (Toppari et al., 2001). Er zijn weinig studies bekend die veranderingen van de incidentie van cryptorchidie beschrijven in de loop van de tijd. Twee Engelse studies, één in de late jaren 50 en één in de late jaren 80, maakten gebruik van identieke diagnostische parameters voor cryptorchidie en gaven respectievelijk een voorkomen van rond de 1 % en 5 %. Alhoewel er een verschil in de leeftijd was waarop de jongens werden onderzocht, kan dit wijzen op een toename van de


december 2007 109

prevalentie van cryptorchidie in Engeland (Jensen et al., 1995). Cryptorchidie zou ook in de Verenigde Staten gestegen zijn tot rond 1985 (Paulozzi, 1999).

Over het voorkomen van hypospadie (abnormaal uitmonden van de urethra aan de basis van de penis) bestaan meer gegevens, alhoewel hier ook het probleem rijst van de vergelijking van data verkregen via niet-consistente criteria. Een stijging van het voorkomen van hypospadie in de loop van de tijd werd opgemerkt in Engeland en Wales, Hongarije, Tsjechoslovakije, Zweden, Noorwegen, Finland, Spanje, Australië en Nieuw Zeeland, de Verenigde Staten en Japan (Jensen et al., 1995; Dearnaley et al., 2001). In Finland daarentegen werd geen stijging opgemerkt (Virtanen et al., 2001). Er bestaan geen rapporten over de prevalentie van hypospadie en cryptorchidie in België.

Verandering in de sekse ratio

De verhouding pasgeboren jongens op meisjes is normaal groter dan 1. Wereldwijd zijn 51,4 % van de pasgeborenen jongens. Een aantal onderzoeken tonen een kleine maar significante daling van dit percentage in Nederland, Denemarken, Canada en de Verenigde staten (Davis et al., 1998). Onafhankelijke onderzoeken tonen gelijkaardige trends in, de Scandinavische landen, en de rest van Europa, uitgezonderd in Ierland, Italië (maar wel in de grote Italiaanse steden), Roemenië en Spanje (Moynihan & Breathnach, 1999; Astolfi & Zonta, 1999; Møller, 1998; Martuzzi et al., 2001). Over heel Europa was er een reductie van het percentage jongens van 51,54 % in de cohorte 1950-1952 naar 51,38 % in de cohorte 1994-1996 (of –3,17 jongens per 1 000 nieuwgeborenen) (Martuzzi et al., 2001). In België bedroeg de daling 3,6 per 1 000 nieuwgeborenen, maar de trend was niet statistisch significant.

De sterk gewijzigde socio-economische situatie die in de Westerse wereld plaatsvond sinds de tweede wereldoorlog heeft een grote invloed gehad op geboortecijfers, het aantal kinderen per familie, de leeftijd van de ouders, en de houding tegenover contraceptie, seks en abortus. Al deze factoren kunnen mee verklarende variabelen zijn voor een gedaalde sekse-ratio, mogelijks samen met milieufactoren. Hoewel dit laatste niet onderschreven wordt door bepaalde wetenschappers (Jongbloet et al., 2001), zijn er toch een aantal duidelijke aanwijzingen dat milieuvervuiling een negatieve invloed kan hebben op het percentage pasgeboren jongens. (Jarrell et al., 2002; Potashnik & Porath, 1995; del Rio et al., 2002; Yoshimura et al., 2001; Mocarelli et al., 2000).

Endometriose bij de vrouw

De prevalentie van endometriose (goedaardige vorm van tumor waarbij endometriumweefsel voorkomt op plaatsen buiten de baarmoeder) bleef stabiel in Nederland in de periode van 1989 tot 1993, en in Eindhoven in de periode van 1958 tot 1992. Het invasief karakter van een accurate diagnose en het feit dat veel gevallen niet gerapporteerd worden, maakt het moeilijk langetermijntrends van deze aandoening of het precieze aantal vrouwen met endometriose te documenteren (Edmunds et al., 2000). Niettegenstaande de data uit Nederland, gelooft men dat het voorkomen van deze aandoening in de Westerse wereld stijgt (Koninckx, 1999). Endometriose zou niet alleen een fertiliteits- en endocriene aandoening zijn maar wordt ook geassocieerd met een verstoring van het immuunsysteem (Birnbaum & Cummings, 2002). De incidentie van endometriose in de Verenigde staten wordt geschat op 15 % van de vrouwen op reproductieve leeftijd (Birnbaum & Cummings, 2002). De resultaten van Rier et al. van een chronische 4 jaar blootstelling van rhesusapen aan 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxine toonden een hoog significante dosis afhankelijke correlatie tussen de blootstelling en de graad van endometriose (Rier et al., 1993). Als gevolg hiervan werden een aantal epidemiologische studies opgezet die een significant of rand significant effect van dioxines (maar niet van niet-dioxineachtige PCB's) op de ontwikkeling van endometriose aantoonden (Mayani et al., 1997; Pauwels et al., 2001) Deze bevindingen worden ondersteund door een groot deel van de experimentele data verzameld in laboratoriumexperimenten met proefdieren.


110 december 2007

3.3 Kanker

3.3.1 Wat is kanker ?

Kanker is de verzamelnaam voor aandoeningen gekenmerkt door de ongebreidelde groei van cellen. Er zijn meerdere factoren die aan de basis liggen van het ontstaan van kanker, het is m.a.w. een multi-causaal proces.

Algemeen wordt aangenomen dat een (of enkele) onomkeerbare mutatie van het genetische materiaal aan de basis ligt. De cel waarin deze mutaties zich verzameld hebben, gaat delen en vormt een groep van cellen met deze mutatie(s) (klonale expansie). Verdere mutaties en wijzigingen in de expressie van het genetisch materiaal (epigenetische wijzigingen) van deze cellen zorgt voor de transformatie naar een (kwaadaardige) tumor.

Deze genetische schade kan ontstaan door blootstelling aan milieufactoren, maar er spelen ook veel andere factoren mee bij het voorkomen en ontstaan van kanker. Naast enkele interne factoren zoals genetische gevoeligheid en natuurlijke weerstand van het lichaam, zijn er ook tal van andere externe factoren zoals roken, consumptie van alcohol, dieet, lichaamsbeweging, milieufactoren (polluenten, straling …) die een rol spelen in het ontstaan en het verloop van kanker.

3.3.2 Relatie met het milieu: de lage dosisproblematiek

In het milieu komen verschilllende factoren voor die schade kunnen berokkenen aan het genetisch materiaal van een cel zoals verschillende polluenten en straling, dit zowel via het veroorzaken van mutaties (genotoxisch) als door het wijzigen van de genexpressie (epigenetisch).

Een aantal mechanistische inzichten wijzen op het belang van lage dosissen zoals die in het leefmilieu voorkomen. Zo hebben in sommige omstandigheden relatief lage dosissen van bepaalde polluenten (bv. straling, PAK’s) meer effect dan hogere dosissen. Een mogelijke verklaring hiervoor is het niet volledig in werking treden van het herstelmechanisme van het genetisch materiaal (DNA) bij deze lage dosissen. Subpopulaties met een verhoogde gevoeligheid vertonen vooral bij lage dosissen een verhoogd kankerrisico. Epidemiologische gegevens leren dat 75 % à 80 % van de gevallen van kanker in de Westerse industriële samenlevingen te wijten zijn aan externe oorzaken, waaronder blootstelling aan milieufactoren, rookgedrag, dieet, alcoholconsumptie, gebrek aan lichaamsbeweging … Er bestaat geen consensus over het relatieve belang van milieufactoren (Van Larebeke, 2004).

Biomonitoring zou voor genetische effecten een lage gevoeligheid hebben in termen van het opsporen van een kankerrisico dat het gevolg zou zijn van een levenslange blootstelling die al heel vroeg in een mensenleven begint. Experimentele, biomonitorings- en epidemiologische gegevens tonen aan dat omgevingsblootstellingen in zeer lage dosis inderdaad biologische en gezondheidseffecten hebben. Zo stelde men in de pilootstudie ’Milieu en Gezondheid’ in Vlaanderen blootstellings-effectrelaties vast. (zie 2.3 Biomonitoring: een methode voor het inschatten van blootstelling en effect) (Van Larebeke, 2004).

3.3.3 Kanker in Vlaanderen

De hieronder besproken gegevens geven een globaal beeld over de situatie in Vlaanderen, zonder hierbij specifiek te kijken naar de fractie veroorzaakt door milieufactoren.

Eén inwoner van Vlaanderen op drie zal ooit kanker krijgen. Tabel 36 toont het aantal nieuwe kankergevallen en sterfte ten gevolgen van Vlaanderen. In de periode 2000-2001 waren er 62 500nieuwe gevallen van kanker in Vlaanderen. Er stierven in die periode ongeveer 30 000 personen ten gevolge van kanker. Het betreft vooral oudere personen. Kanker is namelijk sterk gelinkt met leeftijd. Tussen 1997 en 2001 werden 18% % meer kankers bij mannen en 16 % meer kankers bij vrouwen geregistreerd, dit zou vooral te verklaren zijn door verbeterde registratie en toenemende vergrijzing (Van Eycken & De Wever, 2006).


december 2007 111

Tabel 36: Nieuwe kankergevallen en sterfte ten gevolge van kanker (Vlaanderen, 1997-2001)

nieuwe kankergevallen sterfte t.g.v. kanker man vrouw man vrouw

1997 14 390 12 048 9 088 6 429 1998 14 349 12 319 8 939 6 514 1999 15 924 12 853 8 906 6 382 2000 17 027 13 737 8 886 6 227 2001 17 582 14 270 8 755 6 218


Tabel 37 geeft de meest voorkomende kankers volgens het geslacht. Hieruit blijkt dat in Vlaanderen prostaatkanker de meest voorkomende kanker is bij mannen. Bij vrouwen is dit borstkanker.

Tabel 37: meest voorkomende kankers per geslacht (Vlaanderen, 2000-2001)

mannen Vrouwen prostaat (28,4 %) borst (35,3 %) long (16,9 %) dikke darm (13,5 %) dikke darm (12,7 %) baarmoederlichaam (5,3 %) % van de totale nieuwe gevallen van alle kankers tussen haakjes



112 december 2007

Referenties

Adami H.O., Bergstrom R., Mohner M., Zatonski W., Storm H., Ekbom A., Tretli S., Teppo L., Ziegler H., Rahu M., et al. (1994) Testicular cancer in nine northern european countries, Int.J.Cancer, 59, 33-38.

Altfeld K., Forster R. & Kaesler H. (1999) Metalspurenanalysen im Erdgas., Gas-Erdgas, 140(11), 799-802.

Amann M., Bertok I., Cofala J., Gyarfas F., Heyes C., Klimont Z., Schöpp W., & Winiwarter W., (2005) Baseline Scenarios for the Clean Air for Europe (CAFE) Programme. IIASA report for the European Commission, DG environment, contractnummer B4-3040/2002/340248/MAR/C1, Laxenburg, Oostenrijk (http://europa.eu.int/comm/environment/air/cafe/activities/pdf/cafe_scenario_report_1.pdf).

Apostoli P., Brugnone F., Perbellini L., Cocheo V., Bellomo M.L. & Silvestri R. (1982). Biomonitoring of occupational toluene exposure., Int Arch Occup Environ Health, 50(2), 153-168.

Astolfi P. & Zonta L.A. (1999) Reduced male births in major Italian cities, Hum.Reprod., 14, 3116-3119.

Baert E., Van Oyen H., Aelvoet W., De Henauw S. & De Backer G. (2001). DALY’s voor Vlaanderen: ontwikkeling van geïntegreerde gezondheidsindicatoren op basis van bestaande Vlaamse gegevens inzake ziekte en gezondheid. PBO/UG/143. Vakgroep maatschappelijke gezondheidskunde Universiteit Gent.

Becker K., Kaus S., Krause C., Lepom P., Schulz C., Seiwert M. & Seifert B. (2002) German Environmental Survey 1998 (GerES III). Environmental pollutants in blood of the German population. Int. J. Hyg. Environ. Health ,205 (2002) 297-308.

Bernard A.,Carbonnelle S., Michel O., Higuet S., de Burbure C., Buchet J-P, Hermans C., Dumont X & Doyle I. (2003) Lung hyperpermeability and asthma prevalence in schoolchildren: unexpected associations with the attendace at indoor chlorinated swimming pools. Occupational and Environmental Medicine, 60:385-394.

Besluit van de Brusselse Hoofdstedelijke Regering tot vaststelling van de exploitatievoorwaarden voor zwembaden – 11 oktober 2002 (Belgisch Staatsblad: 08 november 2002)

Besluit van de Waalse Regering houdende sectorale voorwaarden i.v.m. zwembaden – 13 maart 2003 (Belgisch Staatsblad: 25 april 2003)

Birnbaum L.S. & Cummings A.M. (2002) Dioxins and endometriosis: a plausible hypothesis, Environ.Health Perspect., 110, 15-21.

Boghe D. (2001) Electronic scrap: a growing resource. Metal Bulletin Monthly, June, 21-24.

Botteldooren, D., Dekoninck, L., De Muer, T., Lauriks, W., Caerels, J., & Bossuyt, M. (2005) Milieurapport Vlaanderen, Achtergronddocument 2005, Hinder: Lawaai. Vlaamse Milieumaatschappij, www.milieurapport.be.

Brits E., Goelen E., Koppen G., Spruyt M. & Torfs R. (2005) The influence of contaminants in ambient air on the indoor air quality Part 1: Exposure of children Report of work package 1: Outline of the study. VITO rapport 2005/MIM/R/103, in opdracht van de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE

Busse W.W. (1999) Determinants of risk factors for asthma., Canadian Respiratory Journal 6, 97-101.

Campoy C., Jiménez M., Olea-Serrano M.F., Moreno Frias M., Cañabate Olea N., Bayés R. & J.A. Molina-Font (2001) Analysis of organochlorine pesticides in human milk: preliminary results. Early Human Development 65 Suppl.: S183-S190.

Carlsen E., Giwercman A., Keiding N. & Skakkebaek N.E. (1992) Evidence for decreasing quality of semen during past 50 years, BMJ., 305, 609-613.

Cel Milieu en Gezondheid (2007) POP’s in moedermelk: Belgische resultaten anno 2006. VITO-rapport 2007/TOX/R/019.

Collier P. & Stassen K. (2007) De potentiële ziektelast toeschrijfbaar aan omgevinsgeluid in Vlaanderen in 2004. Meesterproef, Brussel, EHSAL.

Comhaire F., Mahmoud A. & Schoonjans F. (2004) Sperm quality, birth rates and the environment in Flanders (Belgium), in voorbereiding.

Cookson W. (1999) The alliance of genes and environment in asthma and allergy. Nature 402, B5-11.

Cornelis C., Lefebre F., Janssen L., Van De Weghe H., Wevers M. & Wouters G. (2006) Evaluatie van de blootstelling aan PAK’s – inventarisstudie WP6: Beplaing vande blootstelling. VITO rapport 2006/IMS/R/199, in opdracht van de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE


december 2007 113

Costopoulou D., Vassiliadou I., Papadopoulos A., Makropoulos V. & Leondiadis L. (2006) Levels of dioxins, furans and PCBs in human serum and milk of people living in Greece. Chemosphere

65(9):1462-9.

Covaci A., Koppen G., Van Cleuvenbergen R., Schepens P., Winneke G., van Larebeke N., Nelen V., Vlietinck R. & Schoeters G. (2002) Persistent organochlorine pollutants in human serum of 50-65 years old women in the Flanders Environmental and Health Study (FLEHS). Part 2: Correlations among PCB’s, PCDD/PCDFs and the use of predictive markers. Chemosphere, 48(8), 827-832.

Crump D., Raw G.J., Upton S., Scivyer C., Hunter C. & Hartless R. (2002) A protocol for the assessment of indoor air quality in homes and office buildings. BRE Report 450: ISBN 1 86081 5901.

D’Hooghe W., Comhaire F., Van Larebeke N. & Bossuyt M., MIRA Milieu en natuurrapport Vlaanderen (2002) Achtergronddocument gevolgen voor de mens deel vruchtbaarheidsproblemen, Vlaamse milieumaatschappij, http://www.milieurapport.be

Darnerud P.O., Eriksen G.S., Johannesson T., Larsen P.B. & Viluksela M. (2001) Polybrominated diphenyl ethers: occurrence, dietary exposure, and toxicology. Environ. Health Perspective 109: 49-68.

Davis D.L., Gottlieb M.B. & Stampnitzky J.R. (1998) Reduced ratio of male to female births in several industrial countries: a sentinel health indicator?, JAMA, 279, 1018-1023.

De Brouwere K., Cornelis C., Goelen E., Koppen G., Spruyt M., Torfs R. (2007) The influence of contaminants in ambient air on the indoor air quality Part 1: Exposureof children Report of work package 3: Interpretation and policy recommendations. VITO rapport 2007/IMS/R/062, in opdracht van de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE

de Burbure C., Buchet J. P, Bernard A., Leroyer A., Nisse C., Haquenoer J.-M., Bergamaschi E., & Mutti A. (2003) Biomarkes of renal effects in children and adults with low enviornmental exposure to heavy metals., J. Toxicol. Environ. Health A, 66 (9), 783-98.

de Hollander A.E.M., Melse J.M., Lebret E. & Kramers P.N.G. (1999) An aggregate public health indicator to represent the impact of multiple environmental exposures. Epidemiology, 10: 606-617.

De Laet C. & Maes S. (2006) Continue opvolging mortailiteit in België: overzicht zomer 2005, IPH/EPI reports nr 2006-18, Brussel (https://portal.health.fgov.be/pls/portal/url/ITEM/16047514E35825E1E0440003BA383584).

Dearnaley D.P., Huddart R.A. & Horwich A. (2001) Managing testicular cancer, BMJ., 322, 1583-1588.

del Rio G., Marshall T., Tsai P., Shao Y.S. & Guo Y.L. (2002) Number of boys born to men exposed to polychlorinated byphenyls, Lancet, 360, 143-144.

Demarest S., Van der Heyden J., Gisle L., Buziarsist J., Miermans P.J., Sartor F., Van Oyen H. & Tafforeau J. (2002) Gezondheidsenquête door middel van Interview, België, 2001, IPH/EPI REPORTS N° 2002 – 25; Afdeling Epidemiologie, Brussel (http://www.iph.fgov.be/epidemio/epinl/crospnl/hisnl/table01.htm).

Den Hond E. & Schoeters G. (2005) Meten is weten: hoe schadelijk zijn toxische stoffen? Het ingenieursblad, 5, 16-22.

Den Hond E., Broekx S., Torfs R. & D’Hooghe T., Welkenhuysen M., Van Hecke E. (2007) Implementatie van de strategie voor het verzamelen van incidentiegegevens i.v.m. aandoeningen die mogelijks wijzen op endocriene verstoring bij de mens en berekening van de maatschappelijke kost van een aantal geïdentificeerde prioritaire aandoeningen., in opdracht van LNE, DTG/OL200400077/5185/M&G, Brussel

Den Hond E., Roels H.A., Hoppenbrouwers K., Nawrot T., Thijs L., Vandermeulen C., Winneke G., Vanderschueren D. & Staessen J.A. (2002) Sexual maturation in relation to polychlorinated aromatic hydrocarbons: Sharpe and Skakkebaek's hypothesis revisited. Environ Health Perspect, 110(8), 771-776.

Duedahl-Olesen L., Cederberg T., Høgsbro Pedersen K. & Højgård A. (2005) Synthetic musk fragrances in trout from Danish fish farms and human milk. Chemosphere 61: 422-431.

Durska G. (2001) Levels of lead and cadmium in pregnant women and newborn and evaluation of their impact on child development, Ann. Acad. Med. Stetin., 47, 49-60.

Dussias V., Stefos T., Stefanidis K, Paraskevaidis E., Karabini F. & Lolis (1997) Lead concentrations in maternal and umbilical cord blood in areas with high and low air pollution., Clin. Exo. Obstet. Gynecol., 24, 187-189.

Edmunds J.S., McCarthy R.A. & Ramsdell J.S. (2000) Permanent and functional male-to-female sex reversal in d-rR strain medaka (Oryzias latipes) following egg microinjection of o,p'-DDT, Environ.Health Perspect., 108, 219-224.


114 december 2007

Erzen I. & Zaletel Kragelj L. (2004) Exposure assessment of male recruits in Slovenia to cadmium and lead due to biological monitoring., J. Expo Anal Environ Epidemiol, 14 (5): 385-90.

EU, MEMO/03/130 (2003) (http://europa.eu.int/rapid/start/cgi/guesten.ksh?p_action.gettxt=gt&doc=MEMO/03/130|0|AGED&lg=EN&display=).

Eurobarometer (2004) The attitudes of European citizens towards environment, Special eurobarometer 217/Wave 62.1 TNS opinion & Social, requested by Directorate generale environment, Europese Commissie.

European action plan (2004) The European Environment & Health Action Plan 2004-2010, COM(2004) 416 final, http://europa.eu.int/comm/environment/health/pdf/com2004416.pdf.

Ezatti M., Lopez A.D., Rodgers A., Vander Hoorn S., Murray C.J.L. & the Comparative Risk Assessment Collaborating Group (2002) Selected major risk factors and global and regional burden of disease. The lancet, 360: 1347-1360.

Fahey et al. (2002) Twenty questions and answers about the ozone layer. UNEP/WMO scientific assessment of ozone depletion 2002. Prepared by the scientific assessment panel of the montreal protocol on substances that deplete the ozone layer.

Fewtrell, L., Kaufmann R. & Prüss-Ustin A. (2003) Lead: assessing the environmental burden of disease at national and local level. Geneva, World Health Organization, 2003 (WHO, Environmental Burden of Disease Series N° 2)

Fierens S., Mairesse H., Heilier J.F., De Burbure C., Focant J.F., Eppe G., De Pauw E. en Bernard A. (2003) Dioxin/polychlorinated biphenyl body burden, diabetes and endometriosis: findings in a population-based study in Belgium. Biomarkers 8: 529-534.

GICLG (2006) Hittegolf en ozonpieken zomer 2006, gemengde interministeriële conferentie voor het leefmilieu en gezondheid, brussel (https://portal.health.fgov.be/pls/portal/url/ITEM/1604D5511F1B300EE0440003BA383584).

Goelen E., De Brouwere K., Koppen G., Spruyt M. & Torfs R. (2007) Onderzoek naar de invloed van het voorkomen van milieugevaarlijke stoffen in de buitenluct op de kwaliteit van de binnenomgeving Deel 1: Kindereren Nederlandstalmige samenvatting. VITO rapport 2007/MIM/R/024, in opdracht van de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE.

Goelen E., Geuzens P., Maes F., Provoost J., Torfs R., Verschaeve L., Burm C. & Lavrysen L. (2003) Uitwerken van een Vlaams beleid rond binnenhuismilieu. Vito rapport 2003/MIM/R/187.

Golding B.T. & Watson W.P. (1999) Possible mechanisms of carcinogenesis after exposure to benzene. IARC Sci Publ, 150, 75-88.

Goldman L.R. (1998) Chemicals and children's environment: what we don't know about risks. Environ Health Perspect, 106 Suppl 3, 875-880.

Golub M.S. (2000) Adolescent health and the environment. Environ Health Perspect, 108(4), 355-362.

Gray M.A., Centeno J.A., Slaney D.P., Ejnik J.W., Todorov T. &. Nacey J.N (2005) Environmental exposure tot race elements and prostate cancer in three New Zealand ethnic groups. International Journal of Environmental Research and Public Health 2: 374-384.

Guvenius D.M., Aronsson A., Ekman-Ordeberg G., Bergman A. & Norén K. (2003) Human prenatal and postnatal exposure to polybrominated diphenyl ethers, polychlorinated biphenyls, polychlorobiphenylols and pentachlorophneol. Environmental Health Perspectives 111(9): 1235-1241.

Hagmar L., Bonassi S., Stromberg U., Brogger A., Knudsen L.E., Norppa H. & Reuterwall C. (1998) Chromosomal aberrations in lymphocytes predict human cancer: a report from the European Study Group on Cytogenetic Biomarkers and Health (ESCH). Cancer Res, 58(18), 4117-4121.

Hauser R., Williams P., Altshul L., Korrick S., Peeples L., Patterson D.G. Jr, Turner W. E., Lee M.M., Revich B. & Sergeyev O. (2005) (Predictors of serum dioxin levels among adolescent boys in Chapaevsk, Russia: A cross-sectional pilot study, Environmental Health: 2005, 4:8 (http://www.ehjournal.net/content/4/1/8).

Health Interview Survey, Belgium, (1997 - 2001 – 2004) Health Interview Survey Interactive Analysis: Unit of Epidemiology, Scientific Institute of Public Health, Brussels, Belgium. 15 april 2007, http://www.iph.fgov.be/epidemio/hisia/index.htm.

Hedley A.J., Wong C.-M., Thach T.Q., Ma S., Lam T.-H. & Anderson H.R. (2002).Cardiorespiratory and all-cause mortality after restrictions on sulphur content of fuel in Hong Kong: an intervention study. The Lancet; Vol 360: 1646-52.


december 2007 115

Helenius I. & Haahtela T. (2000) Allergy and asthma in elite sport athletes., J Allergy Clin Immunol.; 106(3) :444-52.

Holdke B., Karmaus W. & Kruse H. (1998). Body burden of polychlorinated biphenyl compounds in whole blood of 7- 10-year-old children in the area of a hazardous waste incineration facility. Gesundheitswesen, 60(8-9), 505-512.

Hulka B., Wilcosky T. & Griffith J. (1990) Biological markers in epidemiology. Oxford University Press, Oxford, UK.

ISAAC steering committee (1998) Worldwide variation in prevalence of symptoms of asthma, allergic rhinoconjunctivitis, and atopic eczema. ISAAC, Lancet, Vol 351., 1225-32.

Jaraczewska K., Lulek J., Covaci A., Voorspoels S., Kaluba-Skotarczak A., Drews K. & Schepens P. (2006) Distribution of polychlorinated biphenyls, organochlorine pesticides and polybrominated diphenyl ethers in human umbilical cord serum, maternal serum and milk from Wielkopolska region, Poland. Science of the Total Environment, in press.

Jarrell J.F., Gocmen A., Akyol D. & Brant R. (2002) Hexachlorobenzene exposure and the proportion of male births in Turkey 1935-1990, Reprod.Toxicol., 16, 65-70.

Jensen T.K., Toppari J., Keiding N. & Skakkebaek N.E. (1995) Do environmental estrogens contribute to the decline in male reproductive health?, Clin.Chem., 41, 1896-1901.

Jongbloet P.H., Zielhuis G.A., Groenewoud H.M. & Pasker D. (2001) The secular trends in male:female ratio at birth in postwar industrialized countries, Environ.Health Perspect., 109, 749-752.

Keune H., Nulens G., Loots I. & Goorden L. (2005) Wat denkt u over Milieu & Gezondheid? Resultaten perceptievragenlijst biomonitoring-campagne pasgeborenen 2002/2004, Steunpunt Milieu & Gezondheid.

Keune H. & Loots I. (2006) Wat denkt u over Milieu & Gezondheid? Resultaten perceptievragenlijst biomonitoring-campagne adolescenten 2003/2004, Steunpunt Milieu & Gezondheid.

Keune H., Morrens B. & Loots I. (2006) Wat denkt u over Milieu & Gezondheid? Resultaten perceptievragenlijst biomonitoring-campagne volwassenen 2004/2005, Steunpunt Milieu & Gezondheid.

Kleinjans J.C. (2003) Principles in toxicological risk analysis. Toxicol Lett, 140-141, 311-315.

Knol A.B. & Staatsen B.A.M., (2005) Trends in the environmental burden of disease in the Netherlands 1980-2020. RIVM rapport 500029001/2005.

Koninckx P.R. (1999) The physiopathology of endometriosis: pollution and dioxin, Gynecol.Obstet.Invest., 47 Suppl 1, 47-49.

Koppen G., Covaci A., Van Cleuvenbergen R., Schepens P., Winneke G., Nelen V., van Larebeke N., Vlietinck R. & Schoeters G. (2002) Persistent organochlorine pollutants in human serum of 50-65 years old women in the Flanders Environmental and Health Study (FLEHS). Part 1: concentrations and regional differences. Chemosphere 48: 811-825.

Koppen G., Keune H., Casteleyn L., Wildemeersch D., Aerts D. & Schoeters G. (2005) Conceptueel faseplan voor actie bij het beschikbaar komen van de milieugezondheidsgegevens van het Humaan Biomonitoringsprogramma in opdracht van de Vlaamse Gemeenschap, VITO rapport 2005/TOX/R/066. beschikbaar op www.milieu-en-gezondheid.be.

Krauthacker B., Reiner E., Votava-Raic A., Tjesic-Drinkovic D. & Batinic D. (1998) Organochlorine pesticides and PCBs in human milk collected from mothers nursing hospitalized children; Chemosphere 37(1): 27-32.

Lackmann G.M. (2002) Polychlorinated biphenyls and hexachlorobenzene in full-term neonates, biology of the neonate, 81 (iss.2), 82-85.

Lange M., Eis D. & Kurth B.-M. (2004) Umweltforschyngsplan des Bundesministeriums für Umwelt; Naturschutz und Reaktorsicherheit Umwelt und Gesundheid Förderkennzeichen (UFOPLAN) 299 62 263/02; Pretest zum Umwelt)-Survey für Kinder und Jugendliche, Band III : Deskirption der Schadstoffgehalte Robert Koch-Institut.

Lauwerys R.R., Buchet J.P. & Andrien F. (1994). Muconic acid in urine: a reliable indicator of occupational exposure to benzene. Am J Ind Med, 25, 297-300.

Liem A.K.D., Ahlborg U.G., Beck H., Haschke F., Nygren M., Younes M. & Yrjanheikki E. (1996) Levels of PCBs, PCDDs and PCDFs in human milk. Results from the second round of a WHO-coordinated exposure study, Organohalogen Compounds, 30, 269-273.

Lignell, S., Aune, M., Darnerud, P. & A. Glynn (2005) Persistent organic pollutants (POPs) in breastmilk from primiparae women in Uppsala, Sweden, 2004. Report to the Swedish Environmental Protection Agency, 2005-10-04


116 december 2007

Lignell, S., Darnerud, P.O., Aune, M. & Törnkvist A. (2003) Persistent organic pollutants (POP) in breastmilk from primiparae women in Uppsala County, Sweden, 2002-2003. Report to the Swedish Environmental Protection Agency, 2003-11-05

Maes S, Wuillaume F., Cox B. & Van Oyen H. (2007) Mortaliteit in België in de zomer van 2006, IPH/EPI REPORTS Nr. 2007 – 016.

Mahmoud A., Comhaire F., Van Larebeke N., Verspecht A., Hens L. & Van Kersschaever G (2004) Identificatie van indicatorsoorten voor impact van endocrien verstorende stoffen, in opdracht van in opdracht van de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE.

Martuzzi M., Di T. & Bertollini R. (2001) Declining trends of male proportion at birth in Europe, Arch.Environ.Health, 56, 358-364.

Mathers C., Vos T. & Stevenson C. (1999). The burden of disease and injury in Australia. AIHW. cat. no. PHE 17. Canberra: AIHW.

Mayani A., Barel S., Soback S. & Almagor M. (1997) Dioxin concentrations in women with endometriosis, Hum.Reprod., 12, 373-375.

Merlo F., Andreassen A., Weston A., Pan C.F., Haugen A., Valerio F., Reggiardo G., Fontana V., Garte S., Puntoni R. & Abbondandolo A (1998) Urinary excretion of 1-hydroxypyrene as a marker for exposure to urban air levels of polycyclic aromatic hydrocarbons. Cancer Epidemiol Biomarkers Prev, 7(2), 147-155.

Miedema H. M. E. (2004) Relationship between exposure to multiple noise sources and noise annoyance. Journal Acoustical Society of America, 116(2), 949-957.

Miedema H. M. E., & Oudshoorn C. G. M. (2001) Annoyance from Transportation Noise: Relationships with Exposure Metrics DNL and DENL and Their Confidence Intervals. Environmental Health Perspectives, 109(4), 409-416.

Miedema H. M. E., Passchier-Vermeer W., & Vos H. (2003). Elements for a position paper on night-time transportation noise and sleep disturbance (Rapport Nr. TNO inro report 2002-59). Delft, TNO.

Mocarelli P., Gerthoux P.M., Ferrari E., Patterson D.G., Kieszak S.M., Brambilla P., Vincoli N., Signorini S., Tramacere P., Carreri V., Sampson E.J., Turner W.E. & Needham L.L. (2000) Paternal concentrations of dioxin and sex ratio of offspring, Lancet, 355, 1858-1863.

Møller H. (1998) Trends in sex-ratio, testicular cancer and male reproductive hazards: are they connected?, APMIS, 106, 232-238.

Moynihan J.B. & Breathnach C.S. (1999) Changes in male:female ratio among newborn infants in Ireland, APMIS, 107, 365-368.

Murray C.J.L & Lopez A.D.(1996) The global burden of disease: a comprehensive assessment of mortality and disability from diseases, injuries and risk factors in 1990 and projected to 2020. Cambridge, MA, Havard School of Public Health on behalf of the World Health Organization and the World Bank (Global Burden of Disease and Injury Series, Vol. I).

Murray C.J.L. & Lopez A.D. (1999) On the comparable quantification of health risks: lessons from the global burden of disease study. Epidemiology, 10: 594-605.

Nasir K., Bilto Y.Y. & Al-Shuraiki Y. (1998) Residues of chlorinated hydrocarbon insecticides in human milk of Jordanian women. Environmental Pollution 99: 141-148.

National Institute of Health (2002) Global Initiative for Asthma. www.ginasthma.com , 1-48.

Nawrot T., Den Hond E. & Staessen J. (2001). Milieutoxicologische metingen, een synopsis voor de algemene practicus. Deel 1: basisprincipes en biomonitoring in de toxicologie. Tijdschr voor Geneeskunde, 57, 136-142.

Nawrot T., Den Hond E. & Staessen J.A. (2002a). Milieutoxicologische metingen een synopsis voor de algemene practicus. Deel 4: toxicologie en biomonitoring van plychloorbifenylen en dioxines. Tijdschr voor Geneeskunde, 58(8), 569-574.

Nawrot T., Den Hond E. & Staessen J.A. (2002b) Milieutoxicologische metingen, een synopsis voor de algemene practicus. Deel 2: biomonitoring van polycyclische aromatische koolwaterstoffen en benzeen, een moleculair-epidemiologische benadering. Tijdschr voor Geneeskunde, 58(4), 283-290.

Nawrot T., Den Hond E. & Staessen J.A. (2002c). Milieutoxicologische metingen, een synopsis voor de algemene practicus. Deel 3: toxicologie en biomonitoring van lood en cadmium. Tijdschr voor Geneeskunde, 58(6), 427-434.

Nawrot T.S., Staessen J.A., Den Hond E.M, Koppen G., Schoeters G., Fagard R., Thijs L., Winneke G. & Roels H.A. (2002d) Host and environmental determinants of polychlorinated aromatic hydrocarbons in serum of adolescents. Environ Health Perspect, 110(6), 583-589.


december 2007 117

NCEH (2005) Third National Report on Human Exposure to Environmental Chemicals’ Department of Health and Human Services Center for Disease Control and Prevention; National Center for Environmental Health Division of Laboratory Sciences Atlanta, Georgia. NCEH publication n°05-0570.

NEHAP (2003) Het Nationale Milieu-gezondheidsactieplan voor België, (http://www.mina.be/front.cgi?id=1053#01).

Newsome W.H. & Ryan J.J. (1999) Toxaphene and other chlorinated compounds in human milk from northern and southern Canada: a comparison. Chemosphere 39(3): 519-526.

Nickmilder M, Carbonelle S, de Burbure C, Dumont X, Bernard A, Francaux M & Michel O. Risques (2003) respiratoires de la désinfection des piscines par le chlore. Etudes épidémiologiques et expérimentales - Rapport final Convention IBGE/UCL n° 747 Bruxelles, décembre 2003. (http://www.ibgebim.be/nederlands/pdf/Sante/Piscines_rappfinal_dec2003.pdf).

O'Neill I.K. & Fishbein L. (1986) An IARC Manual series aimed at assisting cancer epidemiology and prevention. Environmental carcinogens: selected methods of analysis. Int J Environ Anal Chem, 26(3-4), 229-240.

Osman K., Akesson A., Berglund M., Bremme K., Schütze A., Ask K. & Vather M. (2000) Toxic and essential elements in placentas of Swedish women, Clinical Biochemistry, 33(2), 131-138.

Ott M., Failing K., Lang U., Schubring C., Gent H.J., Georgii S. & Brunn H. (1999) Contamination of human milk in middle hesse, Germany – a cross-sectional study on the changing levels of chlorinated pesticides, PCB congeners and recent levels of nitro musks. Chemosphere 38: 13-32.

Paridaens J. & Vanmarcke H. (2001) Inventarisatie en karakterisatie van verhoogde concentraties aan natuurlijke radionucliden van industriële oorsprong in Vlaanderen. MIRA/2001/01, (http://www.milieurapport.be/portals/sitesource/uploads/miradata/MIRA-T/02_THEMAS/02_06/IONI_O&O_01.PDF).

Paulozzi L.J. (1999) International trends in rates of hypospadias and cryptorchidism, Environ.Health Perspect., 107, 297-302.

Pauwels A., Schepens P.J., Hooghe T., Delbeke L., Dhont M., Brouwer A. & Weyler J. (2001) The risk of endometriosis and exposure to dioxins and polychlorinated biphenyls: a case-control study of infertile women, Hum.Reprod., 16, 2050-2055.

Peters R.J.B. (2005) Man-made chemicals in maternal and cord blood, TNO rapport; p17.

Plockinger B., Dadak C. & Meisnger V. (1993) Lead, Mercury and cadmium in pregnant women and newborn and evaluation of their impact on child development, Ann. Acad. Med. Stetin, 47, pp. 49-60.

Porter W.P., Hinsdill R., Fairbrother A., Olson L.J., Jaeger J., Yuill T., Bisgaard S., Hunter W.G. & Nolan K. (1984) Toxicant-disease-environment interactions associated with suppression of immune system, growth, and reproduction, Science, 224, 1014-1017.

Potashnik G. & Porath A. (1995) Dibromochloropropane (DBCP): a 17-year reassessment of testicular function and reproductive performance, J.Occup.Environ.Med., 37, 1287-1292.

Preventiedecreet (2004) Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap 21 november 2003 - Decreet betreffende het preventieve gezondheidsbeleid – BS 03/02/2004 (art. 54 §2). www.ejustice.just.fgov.be.

Puddy M. & Tafforeau J. (2003) Astma en Luchtverontreiniging: stand van zaken in België elementen voor een gezondheidsbeleid; IPH /EHI reports nr. 2003-012, depot N° : D/2003/2505/23

Rhainds M., Levallois P., Dewailly E. & Ayotte P. (1999) Lead, mercury and organo chlorine compound levels in cord blood in Québec, Canada., Arch. Environ. Health, 54, 40-47.

Rier S.E., Martin D.C., Bowman R.E., Dmowski W.P. & Becker J.L. (1993) Endometriosis in rhesus monkeys (Macaca mulatta) following chronic exposure to 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin, Fundam Appl Toxicol, 21, 433-441.

Roels H.A., Buchet J.P., Lauwerys R., Bruaux P., Claeys-Thoreau F., Lafontaine A., van Overschelde J. & Verduyn G. (1978) Lead and cadmium absorption among children near a nonferrous metal plant: a follow-up study of a test case. Environ Res, 15(2), 290-308.

Röösli M., Künzli N., Schindler C., Theis G., Oglesby L., Mathys P., Camenzind M. & Braun-Fahrländer C. (2003) Single pollutant versus surrogate measure approaches: Do single pollutant risk assessments understimate the impact of air pollution on lung cancer risk, J Occup Environ Med , 45 (7), 715-723

Ryan J & Patry B. (2002) Recent trends in levels of brominated flame retardants in human milks from Canada. Presented at Dioxin 2002, 11–16 August 2002, Barcelona, Spain.

Safe S.H. (1995) Environmental and dietary estrogens and human health: is there a problem? (see comments), Environ.Health Perspect., 103, 346-351.


118 december 2007

Sahmoun A.E., Case L.D., Jackson S.A. & Schwartz G.G. (2005) Cadmium and prostate cancer: a critical epidemiologic analysis. Cancer Investigation 23: 256-263.

Sala M., Ribas-Fito N., Cardo E., de Muga M.E., Marco E., Mazon C., Verdu A., Grimalt J.O. & Sunyer J. (2001) Levels of Hexachlorobenzene and other organochlorine compounds in cord blood: exposure across placenta. Chemosphere, 43, 895-901.

Salpietro C.D., Gangemi S., Minciullo P.L., Briuglia S., Merlino M., Stelitano A., Cristani M, Trombetta D. & Saija A. (2002) Cadmium concentration in maternal and cord blood and infant birth weight: a study on healthy non-smoking women, J. Perinat. Med., 30, 395-399.

Salthammer et al. (1999) Organic indoor air pollutants. Wiley. ISBN 3-527-29622-0.

Selevan S. G., Rice D. C., Hogan K. A., Euling S. Y., Pfahles-Hutchens A. & Bethel, J. (2003) Blood lead concentration and delayed puberty in girls., New England Journal of Medicine, 348, 1527–1536.

Sharpe R.M. & Skakkebaek N.E. (1993) Are oestrogens involved in falling sperm counts and disorders of the male reproductive tract? Lancet, 341(8857), 1392-1395.

Slob R ., Fast T., Verhoeff A. & van Wijnen J. (1996) Handboek binnenmilieu. GG en GD Amsterdam, ISBN 90-5348-062-5.

Smargiassi A. Tasker L., Masse A., Sergerie M., Mergler D., St-Amour G. Blot P., Hellier G. & Huel G. (2002) A comparitive study of managese and lead levels in human umbilical cords and maternal blood from two urban centers exposed to different gasoline additives., The Science of the Total Environment, 290, 157-164.

Soechitram S.D., Athanasiadou M., Hovander L., Bergman A. & Sauer P.J. (2004) Fetal exposure to PCBs and their hydroxylated metabolites in a Dutch cohort. Environm. Health Perspect, 112, 1208-1212.

Spruyt M., Bormans R., Desmet L., Geyskens F., Poelmans D., Van Hasselt B., Verbeke L. & Goelen E. (2006) The influence of contanminants in ambient air on the indoor air quality Part 1: Exposure of children Report of work package 2: Fieldwork and measurements. VITO rapport 2006/MIM/R/096, in opdracht van de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE.

Staessen J.A., Nawrot T., Hond E.D., Thijs L., Fagard R., Hoppenbrouwers K., Koppen G., Nelen V., Schoeters G., Vanderschueren D., Van Hecke E. & Verschaeve L., Vlietinck R., Roels H.A. (2001) Renal function, cytogenetic measurements, and sexual development in adolescents in relation to environmental pollutants: a feasibility study of biomarkers. Lancet, 357(9269), 1660-1669.

Staessen J.A., Roels H.A., Emelianov D., Kuznetsova T., Thijs L., Vangronsveld J. & Fagard R. (1999) Environmental exposure to cadmium, forearm bone density, and risk of fractures: prospective population study. Lancet, 353(9159), 1140-1144.

Steunpunt Milieu en gezondheid (2005) Vlaams Humaan Biomonitoringsprogramma Milieu en gezondheid (2002-2006) Monitoring voor actie – pasgeborenen campagne Resultatenrapport bestemd voor intermediairen, 1

e druk juni 2005, correcties maart 2006. (.http://www.milieu-en-

gezondheid.be/Resultaten/Pasgeborenen/Resultatenrapport.pdf).

Steunpunt Milieu en gezondheid (2006) Vlaams Humaan Biomonitoringsprogramma Milieu en gezondheid (2002-2006) Monitoring voor actie – jongeren campagne Resultatenrapport bestemd voor intermediairen, mei 2006. (http://www.milieu-en-gezondheid.be/Resultaten/Adolescenten/studiedag/Resultatenrapport.pdf).

Stouthard M.E.A., Essink-Bot M.-L., Bonsel G.J., Barendregt J., Kramers P.G.N., van de Water H.P.A., Gunning-Schepers L.J. & van der Maas P.J. (1997) Wegingsfactoren voor ziekten in Nederland. Universiteit van Amsterdam/Instituut voor Sociale Geneeskunde/Academisch Medisch Centrum.

Strachan D.P.(2000) Family size, infection and atopy: the first decade of the "hygiene hypothesis", Thorax , 55 Suppl 1, S2-10.

Stranger M, Godoi A. F.L., Bencs L., Spolnik Z., de Hoog J., Weyler J. & Van Grieken R. (2003) Methodologie ter inschatting van de impact van PM2.5 en gassen in relatie tot de ontwikkeling van astma en allergie bij jonge volwassenen. PBO/99A/21/51, administratie wetenschap en innovatie.

Tarkowski S. & Yrjänheikki E. (1989) WHO coordinated intercountry studies on levels of PCDDs and PCDFs in human milk, Chemosphere, 19, (995-1000).

Thicket K.M., McCoach J.S., Gerber J.M., Sadhra S. & Burge P.S. (2002) Occupational asthma by chloramines in indoor swimming-pool air. Eur Respir J.; 19(5):827-32.00

Tilborghs G., De Schrijver K. & Wildemeersch D. (2005) Wonen en gezondheid. 3e editie; Ministerie van

de Vlaamse Gemeenschap, Ministerie van Welzijn, Volksgezondheid en Gezin, D/2005/3241/292.


december 2007 119

Toledano M.B., Jarup L., Best N., Wakefield J. & Elliott P. (2001) Spatial variation and temporal trends of testicular cancer in Great Britain, Br.J.Cancer, 84, 1482-1487.

Toppari J., Kaleva M. & Virtanen H.E. (2001) Trends in the incidence of cryptorchidism and hypospadias, and methodological limitations of registry-based data, Hum.Reprod.Update, 7, 282-286.

Torfs R. (2003) Kwantificering van gezondheidsrisico’s aan de hand van DALY’s en externe gezondheidskosten, www.milieurapport.be.

Torfs R., Broekx S., Deutsch F., Vankerkom J., Nawrot T. & Nemery B. (2005) Optimale inschatting van de impact van blootstelling aan PM2,5 in Vlaanderen, VITO rapport , in opdracht van de dienst Milieu & Gezondheid van het departement LNE, 2005/IMS/R/305.

Trzcinka-Ochoka M., Jakubowski M., Razniewska G., Halatek T. & Gazewski A. (2004) The effects of environmental cadmium exposure on kidney function: the possible influence of age., Environ. Res., 95 (2): 143-150.

Valent F., Little D., Bertollini R., Nemer L.E., Barbone F. & Tamburlini G.(2004) Burden of disease attributable to selected environmental factors and injury among children and adolescents in Europe . The Lancet 363(9426):2032-2039.

Van Den Heuvel R.L., Koppen G., Staessen J.A., Hond E.D., Verheyen G., Nawrot T.S., Roels H.A., Vlietinck R. & Schoeters G.E. (2002) Immunologic biomarkers in relation to exposure markers of PCBs and dioxins in Flemish adolescents (Belgium). Environ Health Perspect, 110(6), 595-600.

Van Eycken E. & De Wever N. (2006) Cancer incidence and survival in Flanders, 2000-2001, Vlaamse kankerregistratienetwerk, VLK, Brussel.

Van Kempen M, Staatsen B., Van Kamp I. (2005) Selection and evaluation of exposure-effectrelationships for health impact assessment in the field of noise and health. RIVM rapport 630400001/2005.

Van Kempen E. E. M. M., Kruize H., Boshuizen H.C., Ameling C. B., Staatsen B. A. M., & de Hollander A. E. M. (2002) The Association between Noise Exposure and Blood Pressure and Ischemic Heart Disease: A Meta-analysis. Environmental Health Perspectives, 110(3), 307-317.

Van Larebeke (2004) Gezondheidseffecten van blootstelling aan omgevingsconcentraties van mutagene of hormoonverstorende agentia, studie uitgevoerd in opdracht van de Vlaamse Milieumaatschappij, MIRA, MIRA/2004/03, UGent.

van Larebeke N., Hens L., Schepens P., Covaci A., Baeyens J., Everaert K., Bernheim J.L., Vlietinck R., De Poorter G. (2001) The Belgian PCB and dioxin incident of January-June 1999: exposure data and potential impact on health. Environ Health Perspect, 109(3), 265-273.

Van Leeuwen FXR & Malisch R. (2002) Results of the third round of the WHO-coordinated exposure study on the levels of PCBs, PCDDs and PCDFs in human milk, Organohalogen Compounds, 56, 311-315.

Van Nostrand (1976) Van Nostrand’s Scientific Encyclopedia, Van Nostrand Reinhold Company, New York, ISBN 0-442-21629-7

Van Waeleghem K., De Clercq N., Vermeulen L., Schoonjans F. & Comhaire F. (1996) Deterioration of sperm quality in young healthy Belgian men, Hum.Reprod., 11, 325-329.

Vankerkom J., Cornelis C., Geyskens F., Goelen E., Dijkmans R. & Schoeters G.(2004) Onderzoek naar de luchtkwaliteit in de Vlaamse zwembaden.Studie uitgevoerd in opdracht van de Vlaamse gemeenschap 2004/TOX/R/009 VITO februari 2004

Vasiliu O., Cameron L., Gardiner J., DeGuire P. & Karmaus W. (2006) Polybrominated biphenyls, polychlorinated biphenyls, body weight, and incidence of adult-oneset diabetes mellitus. Epidemiology 17: 352-359.

Verberk M.M. et al. (1980) Giftige stoffen uit het beroep,. Stafleu, Alphen a/d Rijn

Vieth B., Herrmann T., Mielke H., Ostermann B., Päpke O. & Rüdiger T. (2004) PBDE levels in human milk: the situation in Germany and potential influencing factors – controlled study, Organohalogen Compounds, 66, 2643-2648

Vineis P. & Martone T. (1995) Genetic-environmental interactions and low-level exposure to carcinogens. Epidemiology, 6, 455-457.

Virtanen H.E., Kaleva M., Haavisto A.M., Schmidt I.M., Chellakooty M., Main K.M., Skakkebaek N.E., & Toppari J. (2001) The birth rate of hypospadias in the Turku area in Finland, APMIS, 109, 96-100.

Vlaamse gezondheidsinspectie (2001) Waterrecreatie in Vlaanderen, statusrapport 2001 (www.gezondmilieu.be).


120 december 2007

Vlietinck R., Schoeters G., Van Loon H. & Loots I. (2000) Ontwikkeling van een concept voor de opvolging en risico-evaluatie van blootstelling aan leefmilieupolluenten en hun effecten op Volksgezondheid in Vlaanderen, Algemene koepeltekst, eindrapport van het onderzoek milieu en gezondheid, www.wvc.vlaanderen.be/gezondmilieu/onderzoeken/koepel/koepeltekst/pdf/koepeltekst.pdf

VMM (2003) Meetresultaten dioxine deposities 2000 VMM. [geciteerd op 12 oktober 2003] http://www2.vmm.be/servlet/be.coi.gw.servlet.MainServlet/standard?toDo=open&id=1988&

Watkiss et al. (2005) CAFE CBA: Baseline Analysis 2000 to 2020. AEAT, report for the European Commission, DG environment, april 2005 (http://europa.eu.int/comm/environment/air/cafe/activities/pdf/cba_baseline_results2000_2020.pdf).

WGO (1946) Preamble to the Constitution of the World Health Organization as adopted by the International Health Conference, New York, 19-22 June, 1946; signed on 22 July 1946 by the representatives of 61 States (Official Records of the World Health Organization, no. 2, p. 100).

WGO (1996) Levels of PCBs, PCDDs and PCDFs in human milk, second round of WHO-coordinated exposure study, Environmental Health in Europe, No. 3, EUR/ICP EHPMO2 03 05, 122 pp.

Wilhelm M., Eberwein G., Holzer J., Begerow J., Sugiri D., Gladtke D. & Ranft U. (2005) Human biomonitoring of cadmium and lead exposure of child-mother pairs from Germany living in the vicinity of industrial sources (hot spot study NRW).J., Trace Elem. Med. Biol., 19(1), 83-90.

Winneke G., Bucholski A., Heinzow B., Kramer U., Schmidt E., Walkowiak J., Wiener J.A. & Steingruber H.J. (1998) Developmental neurotoxicity of polychlorinated biphenyls (PCBs): cognitive and psychomotor functions in 7-month old children. Toxicol. Lett., 102, 423-428.

Witters H., Berckmans P., Vangenechten C., Comhaire F., Dhooge W., Hens L., Verspecht A., De Wit J., Hoebeeck A. & Lafère J. (2003) Opsporen van de verspreiding en effecten van stoffen met hormoonverstorende werking in Vlaamse waters, Programma Beleidsgericht Onderzoek 1999, Project 099A/32/62.

Yoshimura T., Kaneko S. & Hayabuchi H. (2001) Sex ratio in offspring of those affected by dioxin and dioxin-like compounds: the Yusho, Seveso, and Yucheng incidents, Occup.Environ.Med., 58, 540-541.

Lijst met relevante websites

Algemene informatieve websites

http://www.milieu-en-gezondheid.be (website van het steunpunt milieu en gezondheid)

http://www.astma-en-allergiekoepel.be/ (website koepel van drie patiënten / vrijwilligersverenigingen)

http://asmanet.com (lijst met allergenen)

http://www.airallergy.be (pollenmetingen in België)

http://www.indoorpol.be (website over binnenhuispollutie)

http://europa.eu.int/comm/environment/endocrine/index_en.htm (website hormoonverstorende stoffen van de Europese commissie)

http://www.tegenkanker.be (Vlaamse Liga tegen kanker)

Studies en rapporten

http://reports.eea.europa.eu/environmental_issue_report_2002_29/en (rapport Children’s Health and Environment: a review of evidence)

http://www.statbel.fgov.be/port/hea_nl.asp (het gezondheidsportaal, cijfergegevens over gezondheid in België)

http://isaac.auckland.ac.nz/ (website over ISAAC-studie - astma)

http://www.ecrhs.org/ (website over ECRHS-studie -astma)

Beleid

http://www.wvc.vlaanderen.be/gezondmilieu/ (website Toezicht volksgezondheid)

http://www.mina.be/milieugezondheid.html (website dienst Milieu en gezondheid – LNE)

http://www.mmk.be (medisch milieukundigen in de LOGO’s)

http://www.euro.who.int/budapest2004 (website 4e ministeriële conferentie over milieu en gezondheid)


december 2007 121

http://europa.eu.int/comm/environment/health/index_en.htm (Europese Environment & Health homepage)

http://www2.vlaanderen.be/ned/sites/regeerakkoord/vlaamsregeerakkoord2004.pdf (Vlaams regeerakkoord)

http://www.mina.be/front.cgi?id=1053#01 (National Environmental Health Action Plan België)

http://www.nehap.be (website National Environment Health Action Plan)

http://www.iph.fgov.be (website van het wetenschappelijk instituut volksgezondheid)

Auteurs voorgaande MIRA-rapporten

Deze personen werkten mee aan voorgaande MIRA-publicaties en onderschrijven niet noodzakelijk de informatie in dit achtergronddocument.

Filip Beirens, MIRA, VMM (MIRA-2)

Myriam Bossuyt, VMM (MIRA-T 2003, MIRA-T 2004, MIRA-T 2005, MIRA-T 2007)

Hana Chovanova, Vlaamse Gezondheidsinspectie, departement WVC (MIRA-T2005)

Natacha Claeys, immissiemeetnetten Lucht, VMM (MIRA-T 2007)

Ann Colles, Vito (MIRA-T 2007)

Elly Den Hond, Dept. voor Cardiovasculair en Moleculair onderzoek, K.U.Leuven (MIRA-T 2003, MIRA-T 2005)

Peter Hooft, Entiteit beleidsondersteuning, Administratie Gezondheidszorg (MIRA-T 2004)

Hans Keune, department sociologie, UA (MIRA-T 2007)

Micheline Kirsch-Volders, Laboratorium voor antropogenetica, VUB (MIRA-2)

Gudrun Koppen, Vito (MIRA-T 2007)

Ilse Loots, departement sociologie, UA (MIRA-T 2007)

Tim Nawrot; Dept. voor Cardiovasculair en Moleculair onderzoek, K.U.Leuven (MIRA-T 2003, MIRA-T 2005)

Bob Peeters, VMM, MIRA (MIRA-T 2007)

Greet Schoeters, VITO (MIRA-2)

Jan Staessen, Dept. voor Cardiovasculair en Moleculair onderzoek, K.U.Leuven (MIRA-T 2003)

Gerrit Tilborghs, Gezondheidsinspectie coördinatie, departement WVC (MIRA-T 2004, MIRA-T 2005)

Rudi Torfs, Integrale Milieustudies, VITO (MIRA-T 2003, MIRA-T 2004, MIRA-T2005)

Karen Van Campenhout (MIRA-T 2007)

Kris Van den Belt, Afdeling Water, VMM (MIRA-T2007)

Nic van Larebeke, vakgroep Radiotherapie, Ugent (MIRA-2)

Reinout Van Loon, MIRA, VMM (MIRA-T 2007)

Griet Van Gestel, Afdeling bodembeheer, OVAM (MIRA-T 2007)

Hugo Van Hooste, MIRA, VMM (MIRA-T 2007)

Michel Vanhoorne, Vakgroep Maatschappelijke Gezondheidskunde, UGent (MIRA-2)

Berlinda Verdoodt, Laboratorium voor antropogenetica, VUB (MIRA-2)

Luc Verschaeve, VITO (MIRA-2, MIRA-T 2004)

H. Verstraelen, Vakgroep Maatschappelijke Gezondheidskunde, UGent (MIRA-2)

Dirk Wildemeersch, Gezondheidsinspectie coördinatie, departement WVC (MIRA-T 2004, MIRA-T 2005)

MIRA-referenties

MIRA-2 : pp. 465-495;

MIRA-T 2003: pp. 399-408;


122 december 2007

MIRA-T 2004: pp. 369-380;

MIRA-T 2005: pp. 195-209 (milieugevaarlijke stoffen en gezondheid);

MIRA-T 2007: pp. 120-145 (milieugevaarlijke stoffen en gezondheid)

Begrippen

Ah receptor: intracellulaire arylhydrocarbonreceptor waaraan dioxineachtige stoffen kunnen binden. Binding op deze receptor start een ketting van reacties die leiden tot giftigheid van deze stoffen.

APHEA: Air Pollution and Health: a European Approach is een grootschalige epidemiologische studie in 15 Europese steden met in totaal 25 miljoen inwoners. De studie in opdracht van de Europese Unie had onder andere tot doel verbanden te zoeken tussen luchtverontreiniging door zwevend stof, ozon, SO2 en NOx en gezondheidseffecten. Het vervolgproject APHEA2 liep in 2000 ten einde.

Atopie: voorbeschiktheid voor allergieën.

Attributief risico: fractie van het aantal ziektegevallen dat kan worden toegeschreven aan blootstelling.

Bioaccumulatie: opstapeling van lichaamsvreemde stoffen in plantaardige en dierlijke weefsels.

Bioassay: biologische effectmetingen.

Biobeschikbaarheid: fractie van een polluent die door organismen kan worden opgenomen.

Biomerker: meting in het menselijk lichaam of ander biologisch medium, die een beeld geeft van ofwel de blootstelling aan polluenten (inwendige dosissen van polluenten of hun metabolieten) ofwel vroegtijdige biologische effecten (biomerker van effect).

Biomonitoring (mens): om blootstelling en effecten van toxische stoffen bij de bevolking in te schatten, wordt ondermeer biologische monitoring toegepast, waarbij de vaststelling van het geïntegreerde blootstellingsniveau berust op metingen van de inwendige dosis van een stof in bloed, urine of andere biologische media. Om de inwendige blootstelling te koppelen aan vroegtijdige omkeerbare effecten, kunnen bovendien biomerkers van effect gemeten worden.

Blootstelling: mate waarin de mens of het ecosysteem in contact komt met verontreiniging of verontreinigende stoffen opneemt.

Body mass index (BMI): afgeleide maat voor vetmassa in het menselijk lichaam gebaseerd op lengte en gewicht.

Bronchodilator: medicament dat een verwijding van de bronchiën (de vertakkingen van de luchtpijp) bewerkstelligt en gebruikt wordt bij de behandeling van o.a. astma.

BTEX: groep van typische aromatische koolwaterstoffen in auto-uitlaatgassen (benzeen, tolueen, ethylbenzeen en xylenen).

Calux-bioassay: test die de binding aan de arylhydrocarbon(Ah)-receptor meet. Het resultaat is een maat voor de activiteit van alle dioxineachtige stoffen in het serumvet en wordt uitgedrukt in toxische equivalenten (TEQ) t.o.v. het meest toxische congeneer (TCDD of 2,3,7,8-tetrachloordibenzo-p-dioxine).

Carcinogeen: kankerverwekkend.

Carcinogenese: proces van het ontstaan van kanker.

Cellulaire differentiatie: veranderingen in de functie van een cel.

Chromatide: deel van een chromosoom. Elk chromosoom bevat twee chromatiden elk afkomstig van een ouder. Een menselijke cel heeft 23 chromosomen (dus 46 chromatiden).

Chromosoom: bestaat uit genen of eenheden van het erfelijk materiaal. De meeste genen bevatten instructies voor de vervaardiging van eiwitten. De eiwitten hebben een enzymfunctie en vormen de verschillende structurele en functionele onderdelen van een cel waarbij ze levensfuncties controleren.

Chromosoomaberratie: structureel en microscopisch zichtbare schade aan een chromosoom.

Collineariteit: lineair evenredig verband

Cryptorchidie: niet uit de buikholte ingedaalde teelballen.

DALY (disability adjusted life year): zie verloren gezonde levensjaren.

DNA: het erfelijk materiaal aanwezig in de kern van elke lichaamscel bestaat uit fosfaateenheden, desoxyribose (suikers) en basen. Deze basen bevatten de code die de levensfuncties doorgeven aan de nieuwe ontstane cellen.


december 2007 123

DPSI-R-keten: milieuverstoringsketen, analytische structuur die de oorzaak en gevolgen van de milieuverstoring in beeld brengt. DPSI-R staat voor Driving Forces (maatschappelijke activiteiten), Pressure (druk), State (toestand), Impact (gevolgen) en Respons (beleidsrespons). De milieu-rapportering door het Europees Milieuagentschap, OESO, MIRA en anderen gebeurt aan de hand van deze keten.

Emfyseem: aantasting van het fijne longweefsel, met vooral vernietiging van longblaasjes en haarvaten. De long verliest hierdoor zijn structuur en zet uit; de luchtpijpen worden tijdens uitademing niet opengehouden.

Endometriose: goedaardige vorm van tumor waarbij baarmoederslijmvliesweefsel voorkomt op plaatsen buiten de baarmoeder.

Epidemiologie: wetenschap die de verdeling van ziekte en ziektedeterminanten binnen een populatie in tijd en ruimte bestudeert.

Externaliteiten: neveneffecten van maatschappelijke activiteiten die ongevraagd invloed uitoefenen op andere personen, gewassen, gebouwen, materialen, milieu, ecosystemen ... Externaliteiten kunnen negatief (bv. de meeste emissies) of positief (bv. landschapsvoorziening door de landbouw) zijn.

Externe gezondheidskosten: schadekosten aan de gezondheid die verbonden zijn aan negatieve externaliteiten.

Genotoxiciteit: toxisch voor het genetisch materiaal (DNA).

Genotoxische stof: stof die rechtstreeks of na omzetting een binding met het genetisch materiaal kan aangaan wat mogelijk resulteert in kanker.

Hypospadie: abnormaal uitmonden van de urinebuis onderaan de penis.

Immunoglobuline E of IgE: antilichaam dat van belang is bij allergische reacties.

Immunotoxiciteit: de toxische werking van stoffen op het immuun- of afweersysteem.

Incidentie: aantal nieuwe gevallen van een ziekte in verhouding tot een populatie binnen een bepaalde tijd, of de frequentie waarmee een bepaalde ziekte zich voordoet in een populatie gedurende een bepaalde tijd.

Ionisatie: proces waarbij aan een atoom of molecule een elektron wordt ontnomen of toegevoegd.

Ioniserende straling: straling die in de materie ionisatie veroorzaakt. Voorbeelden van ioniserende straling zijn alfa-, beta-, gamma- en röntgenstraling en neutronen.

Legionellose: ook veteranenziekte genoemd. Dit is een ontsteking van de longen door de legionellabacterie. De blootstelling aan de bacterie gebeurt door installaties waarin deze bacterie groeit en waarbij er aërosolvorming is zoals bij koud en warmwatervoorzieningen, luchtbevochtigingssystemen, bubbelbaden, koeltorens en fonteinen.

mutageen: veranderingen in het genetisch materiaal (mutaties) veroorzakend.

Natural killer cel: cel van het immuunsysteem die zich bindt aan vreemde stoffen die het lichaam binnendringen zodat deze stoffen beschadigd en vernietigd worden.

Neurotoxiciteit: schadelijke effecten ter hoogte van het zenuwstelsel.

Niet-accidentele sterfte: verzamelnaam voor alle sterftegevallen, uitgezonderd ongelukken, zelfmoorden en moorden.

PM10: fractie van de stofdeeltjes met een aërodynamische diameter kleiner dan 10 µm.

PM2,5: fractie van de stofdeeltjes met een aërodynamische diameter kleiner dan 2,5 µm.

Polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAK's): verzamelnaam van enkele honderden organische stoffen die verschillende benzeenringen als basisstructuur hebben. De meest bekende en tegelijk ook de meest toxische uit de reeks is benzo(a)pyreen.

Reprotoxiciteit: schadelijke effecten op de voortplanting.

Rhinitis: ontsteking van het neusslijmvlies.

Richtwaarde: beleidsmatig na te streven milieukwaliteitsdoelstelling met opgave van tijdstippen voor de realisatie.

Serum: waterige vloeistof die overblijft nadat de stolbare elementen in bloed verwijderd zijn.

Stratosfeer: atmosfeerlaag gelegen tussen een hoogte vanaf ongeveer 6 à 16 km (afhankelijk van de meteorologische omstandigheden) en ongeveer 50 km.

Streefwaarde: milieukwaliteitsdoelstelling waarbij geen nadelige effecten te verwachten zijn.


124 december 2007

T-lymfocyt: cel van het immuunsysteem die vreemde stoffen die het lichaam binnendringen, kan herkennen en andere cellen van het immuunsysteem aantrekt. Afhankelijk van het soort cellen die de T-lymfocyt aantrekt spreekt men van Th1- of Th2-lymfocyten.

Toxicokinetiek: omvat de absorptie, distributie en eliminatie van stoffen.

Toxicologie: bestudering van de schadelijke effecten van stoffen op levende organismen met als doel de risico’s van blootsteling aan deze stoffen voor mens, dier en milieu te schatten en ongewenste effecten te beperken.

Toxicologisch equivalent (TEQ): drukt de toxiciteit van dioxineachtige verbindingen uit met behulp van toxicologische equivalentiefactoren (TEF).

Toxicologische equivalentiefactor (TEF): druk de toxiciteit van een dioxineachtige verbinding uit relatief t.o.v. de referentieverbinding 2,3,7,8-tetrachlordibenzo-p-dioxine, de meest toxische dioxine (TEF = 1).

Verloren gezonde levensjaren (DALY's): aantal gezonde levensjaren die een populatie verliest door ziekte. Het is de optelsom van de jaren verloren door sterfte aan de betreffende ziekte (verloren levensjaar) en de jaren geleefd met de ziekte, rekening houdend met de ernst ervan (ziektejaarequivalenten).

Afkortingen

Ah: arylhydrocarbon

COHb: carboxyhemoglobine

COPD: chronic obstructive pulmonary disease

DALY: disability adjusted life year

DNA: desoxyribo nucleïc acid

EEG: electro-encefalogram

ELF: extreem lage frequentie

HSM: huisstofmijt

IARC: International Agency for Research on Cancer

IHD: Ischemische hart ziekte

Logo: lokaal gezondheidsoverleg

MMEC: medisch milieukundig expertisecentrum

NEHAP: national environment and health action plan

PAK’s: polyaromatische koolwaterstoffen

PCB’s: polychloorbiphenylen

pH: pondus hydrogenii

TEF: toxiciteitsequivalentiefactor

UV: ultraviolet

VLAREM: Vlaams regelement

VOS: vluchtige organische stoffen

Eenheden

Bq: becquerel

dB: decibel

g: gram

l: liter

m: meter

u: uur

Milieurapport Vlaanderen MIRA Achtergronddocument · Milieu, mens en gezondheid Achtergronddocument...

Documents

Transcript of Milieurapport Vlaanderen MIRA Achtergronddocument · Milieu, mens en gezondheid Achtergronddocument...