Rapport: Kjemiske forurensinger i innendørs svømmeanlegg og deres egenskaper (2018)

Rapport: Kjemiske forurensinger i innendørs svømmeanlegg og deres egenskaper (2018)

Brukere har vurdert dette innholdet. Vi ville satt pris på din vurdering også. Logg inn og gi din vurdering!


Det er viktig å forstå hvilke fysiologiske parametere som påvirker dannelsen av desinfiseringsbiprodukter (DBP), samt hvilke helseeffekter som er knyttet til eksponering for disse. Årsaken til dette er at ved risikovurdering er det nødvendig å ta i betraktning alle de viktigste DBPene, ettersom tiltak for å redusere en forbindelse kan forårsake økte konsentrasjoner av andre, og selv om noen DBPer isolert sett er helseskadelige, er det ikke sikkert de utgjør noen helsefare i et svømmeanlegg.

I reaksjon mellom klor, organisk- og nitrogenholdig materiale i vannet dannes uønskede DBPer, se figur 1. Primærkilden til de organiske og nitrogenholdige komponentene er de badende selv og tilføres vannet i form av hud, svette, kremer, hår, urin, sminke og avføring. Per i dag er det identifisert over 600 DBPer i klorert vann hvor flere av disse mistenkes å være toksiske, reproduksjonsskadelige og kreftfremkallende. Ved bruk av klor/hypokloritt til å desinfisere, vil hovedvekten av DBPer være fra stoffgruppene halogenerte eddiksyrer (HAA), trihalometaner (THM) og kloraminer (også kalt bundet klor). Det viktig å forstå hvilke fysiologiske parametere som påvirker dannelsen av DBPer, samt hvilke helseeffekter som er knyttet til eksponering for disse. Årsaken til dette er at ved risikovurdering er det nødvendig å ta i betraktning alle de viktigste DBPene, ettersom tiltak for å redusere en forbindelse kan forårsake økte konsentrasjoner av andre, og selv om noen DBPer isolert sett er helseskadelige, er det ikke sikkert de utgjør noen helsefare i et svømmeanlegg. 

Figur 1: Kilder til dannelsen av DBPer i badebassenget

Det internasjonale kreftforskningsbyrådet (IARC) har laget et klassifiseringssystem for kreftfremkallende stoffer og de ulike gruppene er gitt i tabell 1. Denne grupperingen vil bli henvist til i denne rapporten for de DBPer som er klassifisert etter denne ordningen. 

 

Tabell 1: IARCs klassifiseringsgrupper  

Gruppe

Beskrivelse

1

Kreftfremkallende for mennesker

2A

Sannsynligvis kreftfremkallende for mennesker

2B

Mulig kreftfremkallende for mennesker

3

Ikke klassifisert som kreftfremkallende for mennesker

Haloaminer

Haloaminer er en fellesbetegnelse for kloraminer (bundet klor) og bromaminer. Haloaminer dannes når både halogener og ammonium er representert i vannet. Ammonium tilføres badevannet blant annet i form av urea. Urea er fargeløs og lettløselig i vann og tilføres bassenget fra de badende, både via hud, svette og urin. Huden vår har et overflateareal på mellom 1,5 m2 og 2 m2 og arginin urea er en av aminosyrene i huden som gjør at den holder seg fuktig. Epidermis (hudens ytterste lag) inneholder omtrent 8 µg/cm2 av dette stoffet. En badende med hudareal på 2 m2  vil dermed avgi rundt 0,16 g urea til bassengvannet (K. Gunkel, 1986). En time med aktiv svømming vil også tilføre en liter svette, som inneholder omtrent 1,5 g urea, til bassengvannet (Dr. Ernst Stottmeister, 2006). Urin inneholder omtrent 1,024 g/l urea og 0,56 g/l ammonium (World Health Organization, 2006) og ettersom de badende i snitt urinerer 35 ml når de er i bassenget, er dette en ytterligere kilde til dette stoffet. Dersom de badende vasker seg før de entrer bassenget, er det anslått at vi kan redusere konsentrasjonen av urea avgitt fra huden med mellom 75 % og 97 % (Dr. Ernst Stottmeister, 2006).

 

Kloraminer- (bundet klor)

Opprinnelse og karakteristikker

Reaksjonen mellom ammonium (NH4+) og klor i vannet danner kloraminer, også kalt bundet klor (Edmonds, 2004; Norsk institutt for vannforskning, 2000). Når ammonium reagerer med klor oppstår det, avhengig av pH- verdi, ulike reaksjoner. I hovedsak er det tre ulike kloraminer (trikloramin, dikloramin og monokloramin) som dannes i reaksjon mellom ammonium og hypokloritt, se formel 1, 2 og 3 (Norsk Bassengbad Teknisk Forening, 2000; Simonič, 2003).

pH= 6-8: HOCl + NH4+ à H2O + NH2Cl + H+                                                                      (1)

 

pH= 5-6: HOCl + NH2Cl à H2O + NHCl2                                                                             (2)

 

pH= < 5: HOCl + NHCl2 à H2O + NCl3                                                                                (3)

Trikloramin (NCl3) har en Henrys lov konstant (dimensjonsløs) på 435 (ved pH= 1,8 og 20 °C), og er anslagsvis 966 ganger mindre vannløselig og mer flyktig sammenlignet med monokloramin, som har en Henrys lov konstant på 0,45 (ved pH= 6,4 og 20 °C). Dikloramin har en Henrys lov konstant på 1,52 (ved pH= 9 og 20 °C)(Holzwarth, Balmer, & Soni, 1984). Flere karakteristikker og rettledende verdier for luft og badevann (RLVLUFT og RLVBV) for CAM i svømmehallen er listet opp i tabell 2.

Tabell 2: Karakteristikker og rettledende verdier for eksponering CAM i svømmehallen

 

RLVLUFT  1 (mg/m3)

 

RLVBV 2

(mg/l)

Henrys lov konstant (20 °C, atm m3/mol)

Kp (cm/t)

TDI (µg /kg kroppsvekt)

Gruppering

MCAM

Ikke fastsatt

0,2c

0,4d

0,6b

    0,5e,f,h

 

9,4 x 10g

Ukjent

 

 

DCAM

Ikke fastsatt

2,9 x 10 g

Ukjent

94h

3h

TCAM

0,5a i

0,3b

0,2i

1,0 x 10-1 g

Ukjent

 

 

1 RLVLUFT  = Rettledende verdi i luft, 2 RLVBV = rettledende verdi i badevann

a WHO (World Health Organization, 2006), b Frankrike (ANSES, 2010), c Tyskland, d Sverige (Socialstyrelsen, 2006), e Norge (Helse- og omsorgsdepartementet, 1996), f Danmark (Miljøministeriet naturstyrelsen, 2013), g (Holzwarth et al., 1984), h WHO (World Health Organization, 2011), I Nederland har en øvre grense for TCAM i luft på 0,5 mg/m3, men målet er satt til 0,2 mg/m3 (Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu, 2014).

Verdien for tolererbart daglig inntak (TDI) i tabell 2 er angitt av WHO. TDI representerer hvor mye et menneske kan eksponeres for, hver dag gjennom et helt liv, uten at eksponeringen anses som helseskadelig. Til å estimere de kjemiske stoffenes evne til å penetrere gjennom huden, oppgis ofte stoffets permeabilitetskonstant (Kp) i cm/t (United States Environmental Protection Agency, 1992, 2007). Kp til de tre kloramine er ikke kjent. Som angitt i tabell 2 er den rettledende verdien for trikloramin i luft satt til 0,5 mg/m3 (N. Massin, 1998; World Health Organization, 2006). I Frankrike er den rettledende verdien i luft satt til 0,3 mg/m3 etter at det ble påvist signifikant økning i øye- og luftveisirritasjoner, samt hudproblemer blant de som var eksponert for luftkonsentrasjoner av trikloramin på over 0,30 mg/m(Jean Parrat, 2011). Det er anslått at utøvere kan være eksponert for konsentrasjoner av kloraminer over anbefalt yrkeseksponering etter kun to timer med hard trening (Drobnic, 1994).

 

Kloraminer og helseeffekter

Kloraminer har ikke vist seg å være kreftfremkallende for mennesker (gruppe 3) (World Health Organization, 2011). Kloraminer kan imidlertid gi helseplager som røde øyne, irritasjoner i hud samt at de gir den karakteristiske klorlukten. Astma defineres som en kronisk inflammasjons forstyrrelse i luftveiene med bronkial hyperreaktivitet og variabel bronkokonstriksjon. Det er kjent at økt lungeventilasjon og økt innånding av forurenset luft kan trigge og utløse det som kalles anstrengelsesutløst- (EIA) og trenings-indusert astma (EIB) (Jan C Wuestenfeld, 2013). Prevalensen av astma er høyere blant eliteutøvere sammenlignet med befolkningen forøvrig (Helenius, Tikkanen, Sarna, & Haahtela, 1998; Rundell & Jenkinson, 2002). Eksponering for trikloraminer antas å være viktigste årsak til økt prevalens av yrkesindusert astma blant bassengansatte (Jacobs et al., 2007; Thickett, McCoach, Gerber, Sadhra, & Burge, 2002), og det er dokumentert å være en assosiasjon mellom trikloraminer og fare for å utvikle permanent bronkial hyperreaktivitet (N. Massin, 1998).

 

Halogenerte eddiksyrer- HAA

Opprinnelse og karakteristikker

HAA dannes under klorering av vann ved at H-atomet på en metylgruppe (-CH3) i eddiksyre (CH3COOH), erstattes av et eller flere klor- eller bromatomer (Patnaik, 2010b). I kontakt med klor, påvirker nitrogenholdig materiale fra mennesker i større grad dannelsen av HAA, sammenlignet med naturlig organisk materiale i vannet. Økt kontakttid og økte vanntemperaturer er også funnet å akselerere dannelsen av HAA (Kanan & Karanfil, 2011). Det europeiske kjemikaliebyrådet omtaler HAA som den kvantitativt nest viktigste gruppen av DBPer, etterfulgt av trihalometaner (THM). (The European Chemicals Agency, 2016). I tabell 3 er de seks vanligste HAA (6HAA), med tilhørende karakteristikker og rettledende verdier, listet opp.

Tabell 3: Karakteristikker og rettledende verdier for 6HAA

 

RLVBV 1

(mg/l)

Henrys lov konstant (20 °C, atm m3/mol)

Kp (cm/t) (40 °C)

TDI (µg /kg kroppsvekt)

Gruppering

MCAA

0,8a

Ukjent

1,1 x 10-3 c

3,5 d

Ikke gruppert

DCAA

1,5a

3,52 x 10-7 b

1,9 x 10-3 c

7,6 e

2B f

TCAA

8,0a

1,35 x 10-8 b

1,9 x 10-3 c

32,5 d

3 f

MBAA

0,8a

Ukjent

1,4 x 10-3 c

-

Ikke gruppert

BCAA

-

Ukjent

1,6 x 10-2 c

-

Ikke gruppert

DBAA

1,0a

Ukjent

2,6 x 10-2 c

-

Ikke gruppert

1 RLVBV = rettledende verdi i badevann, a ECHA (The European Chemicals Agency, 2016), b(Cardador & Gallego, 2011), c(Xu, Mariano, Laskin, & Weisel, 2002), d (World Health Organization, 2003), e(World Health Organization, 2004a), f(World Health Organization, 2011)

Lave Henrys lov konstanter forteller at HAA er svært løselige i vann og stoffgruppen betegnes som lite flyktig (Cardador & Gallego, 2011). Kp- verdiene forteller også at HAA i liten grad tas opp via huden (Xu et al., 2002). Generelt er lave pH- verdier forbundet med høyere konsentrasjoner av HAA (Nikolaou, Golfinopoulos, Arhonditsis, Kolovoyiannis, & Lekkas, 2004).

Helseeffekter

Basert på in vitro forsøk utført på rotter og mus, er det påvist blære-, nyre- og endetarmskreft etter eksponering for HAA (Patnaik, 2010b). Ved oralt inntak anses HAA å være mer kreftfremkallende enn THM (Cardador & Gallego, 2011). En studie gjennomført for å kartlegge kreftrisiko ved opphold i svømmebasseng, beregnet imidlertid at HAA kun bidro med 0,04 % av total kreftrisiko. Av disse 0,04 % ble mellom 43 % og 65 % forbundet med dermalt opptak og fra 35 % til 56 % oralt inntak (S. Chowdhury, 2015). Andre studier konkluderer med at eneste eksponeringen for HAA i svømmebasseng skjer ved utilsiktet oralt inntak (Zwiener et al., 2007).

 

Andre DBPer

Når nitrogenholdig materiale reagerer med desinfiseringsmiddelet i vannet, dannes mange ulike nitrogenholdige bi-produkter (N-DBPer). Interessen for enkelte N-DBPer har de senere år økt fordi toksikologiske studier viser at disse forbindelsene kan være mer kreftfremkallende, genotoksiske og cytotoksiske sammenlignet med karbonholdige DBPer (Amisha D. Shah, 2012). En nitrosamin kalt N-nitrosodimethylamine (NDMA) anses, sammenlignet med THM, å være opp mot 600 ganger mer kreftfremkallende ved oralt inntak. Dersom konsentrasjon i vannet og i luften overstiger henholdsvis 7 ng/L og 0,7 µg/m3 anses dette, etter definisjon av IARC, å tilsvare en uakseptabel høy kreftrisiko ved livstidseksponering (United States Environmental Protection Agency, 1987). NDMA er en semiflyktig nitrosamin og forbindelsen er klassifisert i gruppe 2A som sannsynlig kreftfremkallende for mennesker. Eksponering for nitrosamin kan være irriterende på øyne og hud. Forbindelsen er også mutagen og er vist å kunne forårsake alvorlige leverskader (United States Environmental Protection Agency, 2014). I en studie ble det målt fra 2,4 ng/L til 105 ng/l med NDMA ved åtte ulike bassenger (Robert Tardif, 2015). I en annen studie hvor det ble gjort målinger av NDMA i svømmebasseng, ble denne forbindelsen målt i intervallet 49,5 ng/l til 208 ng/l. NDMA har en Kp- verdi på 2,5 x 10 -4 cm/t. Til sammenligning er kloroform (en trihalometan) 100 ganger mer gjennomtrengelig via huden (Hekap Kim, 2011).

En annen gruppe N-DBPer som også anses å være mer toksisk sammenlignet med THM og HAA, er Haloacetonnitril (HAN) (Amisha D. Shah, 2012; Hansen et al., 2012). Økte konsentrasjoner av HAN er forbundet med økte vanntemperaturer og reduserte pH-verdier. IARC har ikke klassifisert noen av stoffene i denne gruppen som kreftfremkallende (World Health Organization, 2011).

I svømmebassenget vil det også være flere uorganiske bi- produkter som kloritt, klorat og bromat. Klorater dannes blant annet ved dekomponering av hypokloritt (Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu, 2014). Hverken kloritt eller klorat er klassifisert som kreftfremkallende av IARC og ved høye konsentrasjoner er det oksidativ ødeleggelse av blodceller som er funnet å innebære størst helserisiko (World Health Organization, 2011). I Nederland er det satt en grenseverdi for klorater i badevannvann til 30 mg/l ettersom konsentrasjoner under denne verdien ikke anses som helseskadelig (Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu, 2014). Bromat har vist seg å være kreftfremkallende både i in vivo og in vitro forsøk og er av IARC klassifisert i gruppe 2B (World Health Organization, 2011). I Nederland er det satt en grenseverdi for bromat i bassengvann til 100 µg/l (Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu, 2014). Eksponering for bromater via hud og inhalasjon anses som ubetydelig (Tim Leighton, 2005).

 

Trihalometaner- THM

THM er enkeltstående karbonforbindelser tilknyttet tre halogenatomer (World Health Organization, 2004b) og dannes så lenge det er tilgang på fritt klor og organiske forbindelser i vannet (N. P. Thacker, 2003; Stack, Fitzgerald, O'Connell, & James, 2000). Den generelle formelen for THM er CHX3, hvor X kan være et eller flere av halogenatomene fluor, klor, brom eller jod (World Health Organization, 2004b). Halogenene tilhører gruppe 17 i det periodiske system og gruppen anses som svært reaktiv da de kun mangler ett ytterelektron for å danne stabile forbindelser (LibreTexts, 2017). Kontakttid og temperatur påvirker dannelsen av THM (Kanan & Karanfil, 2011), og ved en studie ble det funnet at når temperaturen økte fra 20 °C til 40 °C, økte også konsentrasjonen av THM med mellom 80 % og 90 % (R. K. Padhi, 2012). I tillegg til temperatur, akselereres dannelsen av THM med mengden humussyrer, pH- verdi, tilgjengelig klor og andelen bromidioner i vannet (Socialstyrelsen, 2006; White, 1999; World Health Organization, 2011). Av hensyn til helsefare ved opphold i svømmehallen, er det kloroform, samt de tre bromholdige THMene; BDCM, DBCM og bromoform, som er av interesse.

 

Kloroform

Klassifisering og rettledende verdier

Ren kloroform er fargeløs, klar, flyktig og har begrenset løselighet i vann. Kloroform har også en søtaktig lukt og luktgrensen er 420 mg/m3 (John E. Amoore, 1983). Den hyppigst observerte toksiske effekten ved eksponering er leverskade hos hunder. Laveste dose som er dokumentert å gi denne effekten, er 15 mg/kg kroppsvekt per dag etter at hunder var eksponert for kloroformholdig tannkrem seks dager i uken i 7,5 år (Heywood R, 1979; World Health Organization, 2004b). Basert på dette har WHO definert TDI for kloroform til 15 µg/kg kroppsvekt (World Health Organization, 2011). EU-direktivet har satt grenseverdi for yrkeseksponering for kloroform til 10 mg/m3. Denne verdien er også gjeldende for yrkeseksponering i Norge samt i flere andre land. Verdien begrunnes med at den anses som lav nok til å ikke være reproduksjonsskadelig for mennesker (European Commision, 1998). Kloroform er klassifisert i gruppe 2B av IARC (Patnaik, 2010a).

WHO har satt en rettledende verdi for kloroform i drikkevann til 300 µg/l (World Health Organization, 2011). Som kommentar til denne verdien anbefales land hvor det er tillatt med lave ventilasjonsmengder, og hvor befolkningen dusjer og bader mye, å ha strengere krav til konsentrasjonen i drikkevann. Dette skyldes kloroforms flyktighet og evne til å trenge gjennom huden (World Health Organization, 2011).

Helseeffekter

Som følge av sin høye Kp- verdi og noe fettløsende evne er kloroform påvist å kunne skade huden (Robert Scheuplein, 1969). Hydrert hud akselererer dermalt opptaket av kloroform. Ved absorbsjon, enten oralt, dermalt eller ved innånding, distribueres kloroform til alle deler av kroppen, men de høyeste konsentrasjoner er målt i lever, fett, blod, nyrer, lunger og nervesystem. Eliminering av kloroform fra kroppen er funnet å følge 1.ordens, enkompartment farmakinetikk (C =C0e-kt) (Aggazzotti, Fantuzzi, Righi, & Predieri, 1995). Studier av yrkeseksponering har gitt indikasjoner på at innånding av konsentrasjoner fra 100 mg/m3 til 400 mg/m3 har gitt plager som hodepine, depresjoner og fordøyelsesproblemer (P. J. R. Challen, 1958). Selv om trikloraminer er det stoffet som oftest assosieres med astma, er innånding av kloroform funnet å forverre allergiske betennelser (T. Haahtela, 2008).

Konsentrasjonen av kloroform i utåndet luft er funnet å øke med økende vanntemperatur (R. A. Corley & S. M. Gordon, 1999). Økte vanntemperaturer øker også opptaket via hud og i et in vitro forsøk hvor temperaturen ble justert fra 26 °C til 50 °C , økte Kp- verdien fra 0,14 cm/t til 0,19 cm/t (Jamie S. Nakai, 1999). Kloroform er den mest flyktige av de fire THMene.

 

Bromoform

Klassifisering og rettledende verdier

Bromoform har en gulaktig farge og en søtaktig lukt (ATSDR, 2005). Luktgrensen for bromoform er 13 mg/m3 og sammenlignet med kloroform, er bromoform mindre flyktig (John E. Amoore, 1983). Av de fire THMene har bromoform den høyeste Kp-verdien og er den av de fire som penetrerer huden raskest (Xu et al., 2002). I et in vivo forsøk på rotter, ble det påvist tumor i tykktarmen etter eksponering for bromoform. Denne effekten ble observert i begge kjønn, men ble ikke observert i in vivo forsøk på mus. Med utgangspunkt i dette, har WHO satt TDI for bromoform til 17,9 µg/kg kroppsvekt og den rettledende verdien i drikkevann er satt til 100 µg/l (World Health Organization, 2011). I Norge er grenseverdien for yrkeseksponering for bromoform satt til 5 mg/m3 (grenseverdier, 2016). Det er ikke funnet beviser som tilsier at bromoform er kreftfremkallende for mennesker, og IARC har derfor klassifisert stoffet i gruppe 3 (World Health Organization, 2003).

Bromdiklormetan (BDCM) og dibromklormetan (DBCM)

Klassifisering og rettledende verdier

For DBCM har WHO har satt en rettledende verdi i drikkevann til 100 µg/l og TDI er satt til 21,4 µg/kg kroppsvekt (World Health Organization, 2011). IARC har klassifisert stoffet i gruppe 3 (World Health Organization, 2003). For BDCM har WHO satt en rettledende verdi i drikkevann til 60 µg/l, men det er ikke etablert noen TDI for dette stoffet (World Health Organization, 2011). BDCM er klassifisert i gruppe 2B (World Health Organization, 2003).

Helseeffekter

Eksponering for BDCM og DBCM har begge vist å kunne forårsake lever-, og nyreskader samt at de kan gi irritasjoner i hud, slimhinner og luftveier (Hazmap, 2016a) (Hazmap, 2016b). I in vivo forsøk på rotter hvor virkningen av BDCM og kloroform ble studert, viste resultatene at BDCM var signifikant mer leverskadelig sammenlignet med kloroform. Samtidig syntes eksponering for BDCM å være mer giftig for nyrer (Patrick D. Lilly, 1997). Virkningene av eksponering for DBCM antas å være omtrent de samme som ved eksponering for bromoform (ATSDR, 2005). l tabell 4 er karakteristikker knyttet til de fire THM listet opp.

Tabell 4: Karakteristikker ved de fire THM (World Health Organization, 2004b)

 

CHCl3

BDCM

DBCM

CHBr3

CAS nummer

67-66-3

75-27-4

124-48-1

75-25-2

Kokepunkt (°C)

61,3

90

119

149

Molekylvekt (g/mol)

119

163,8

208,3

252

Løselighet i vann (g/liter)

7,5-9,3

3,32

1,05

3,19

Relativ tetthet (kg/m3)

1,48 (25 °C)

1,98 (30 °C)

2,38 (30 °C)

2,90 (20 °C)

Damptetthet, 1 atm, 20 °C (kg/m3)

4,36

3,32

1,05

3,19

 Ko/w

93

76

120

240

Kp (cm/h), 25 °C

0,16 b

0,18 b

0,20 b

0,21 b

Henrys lov- konstant (m3 atm/mol), 20 °C

3,1 x 10-3 a

 

1,5 x 10-3 a

7,7 x 10-4 a

4,3 x 10-4a

Henrys- lov konstant (atm,20 °C)

185

83 c

57,3

21,5

TDI (µg/kg kroppsvekt)

15

Ikke fastsatt

21,4

17,9

Gruppering

2B e

2B d

3 d

3 d

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

a Henrys lov- konstant ble beregnet i studien til Nicholson et al (Nicholson, Maguire, & Bursill, 1984), b Kp- verdiene er fra studien til X. Xu et al  (Xu et al., 2002)

c Beregnet med konverteringsfaktor 55341,9 (Sander, 2015), d IARC (World Health Organization, 2003), e IARC (Patnaik, 2010a)

 

Samlet vurdering for total THM

Klassifisering og rettledende verdier

Ettersom THM finnes i flere matvarer, noen medisiner, inneluft og i klorert drikkevann, har kroppen flere kilder til eksponering (Bonato, 2007). THMene tas opp via hud, mage-tarm og lunger, og metaboliseres via cytokrom P-450 (Luciene da Silva, Charest-Tardif, Krishnan, & Tardif, 1999). Med P-450 menes en gruppe enzymer som kan bryte ned fettløselige stoffer til mer vannløselige metabolitter som enkelt kan transporteres ut ved hjelp av nyrene (Werck-Reichhart & Feyereisen, 2000). Ved oralt inntak anses THMene å entre fordøyelsessystemet ved passiv diffusjon (Sami Haddad 2007). Det er begrenset informasjon om hvilke effekter de fire THMene har når de kommer sammen (Chloé Le Cossec, 2016), men i 2007 ble det gjennomført et in vivo studie hvor rotter ble eksponert for de fire THMene, først alene, så i kombinasjon med hverandre. Resultatene viste signifikant høyere konsentrasjoner i blodet ved samtidig eksponering og stoffene ble derfor ansett å være i et toksikokinetisk samspill med hverandre (Luciene da Silva et al., 1999). Det er imidlertid flere studier som viser at bromholdige THM er mer genotoksiske og mutagene sammenlignet med kloroform (Kogevinas, 2010; Kroll RB, 1994; Pegram, Andersen, Warren, Ross, & Claxton, 1997). En årsak til dette er at bromholdige THM er funnet å øke dannelsen av genet GSTT1-1 (DeMarini DM, 1997). GSTT1-1 er involvert i metaboliseringen av bromholdige THM som er funnet å forhøye risikoen for å utvikle blant annet blærekreft (Cantor et al., 2010). Lignende funn er også gjort ved andre studier og på bakgrunn av dette er det foreslått at de fire THMene behandles med utgangspunkt i at de ikke har samme virkning på kroppen (Pegram et al., 1997).

Ettersom de fire THMene vanligvis opptrer sammen, er det flere land som stiller krav til samlet konsentrasjon av disse, både i drikkevann og i badevann (Mr Peter Watts, 2004). I Norge er grenseverdien for tTHM i drikkevann satt til 100 µg/l (Drikkevannsforskriften, 2017), men det er ikke fastsatt noe rettledende verdi for badevann. WHO har heller ikke satt noen rettledende verdi for THM i badevann, men henviser til anbefalte konsentrasjoner i drikkevann ved risikovurdering av opphold i svømmebassenget. 

Tabell 5: Ulike RLV for THM i vann ved innendørs svømmebassenger og grenseverdier (GV) for THM i luft

Land

RLVBD for tTHM (µg/l), vann

GV, luft (mg/m3) c

Sverige

100 a

CHCl3: 10

Tyskland

20 a

CHCl3: 2,5

Danmark

25 og 50 b

CHCl3: 10

CHBr3: 5

Frankrike                   

100 (krav)

20 (veiledende)

CHCl3: 10

 

Nederland                   

50a

CHCl3: 2,5

Finland

50

CHCl3: 10

CHBr3: 5,2

Norge

Ikke fastsatt

CHCl3: 10

CHBr3: 5

a Beregnes av kloroform ,b Ved vanntemperatur på ≤ 34 °C: maksimum 25 µg/l. For øvrige bassenger gjelder 50 µg/l (Miljøministeriet naturstyrelsen, 2013)

c Grenseverdiene (GV) for åtte timers yrkeseksponering

I tillegg til verdiene i tabell 13, har Nederland satt en rettledende verdi for eksponering for kloroform til 100 µg/m3. Denne verdien gjelder for luftkonsentrasjonen av kloroform i bygninger (A. Dusseldorp, 2007). Finland har ingen rettledende verdier for THM i luft ved innendørs svømmebasseng, men i henhold til Finlands forskrift om ventilasjon og luftkvalitet skal ikke konsentrasjonen av farlige agens overstige 1/10 av grenseverdi for arbeidseksponering (Miljöministeriet, 2012). Det betyr at konsentrasjonen ikke skal overstige 1000 µg/m3 for kloroform og 520 µg/m3 for bromoform. I henhold til Sveriges arbeidstilsyn skal det tas særskilte vurderinger dersom arbeidstaker utøver tungt arbeid ettersom dette øker lungeventilasjonen. Dersom farlige stoffer kan tas opp dermalt og oralt, må dette tas med i helhetsvurderingen av arbeidstakers totale eksponering. Dette gjelder også stoffer med synergiske effekter (STTV, 2008).

 

Referanser (se filvedlegg)

Annen informasjon

57 resultat(er)
Nedenfor vil du finne relatert innhold.
Innholdstype: Forbildeanlegg
Foto: Petter Solheim

Alexander Dale Oen Arena

Olympisk standard er stikkordet som beskriver arenaen. Samtidig er det laget slik at alle brukergrupper skal kunne nyte og benytte anlegget. Her kan du svømme i et 50-meters basseng med høy...

Innholdstype: Veiledere
Anleggshåndbok for svømmeanlegg

Anleggshåndbok for svømmeanlegg

Anleggshåndboken er utarbeidet av Norges Svømmeforbund. Håndboken skal fungere som en veileder for svømmeklubber/ svømmegrupper i fleridrettslag, som har behov for økt tilgang til svømmeanlegg, eller...

Innholdstype: Publikasjon

Artikkel: Effektiv energibruk i svømmeanlegg (2016)

Det er kjent at svømmeanlegg er dyre i drift og at de ikke sjeldent må legges ned fordi det ikke finnes nok penger til å utbedre bygningsskader. Svømmeanlegg er en veldig komplisert bygningstype som...

Innholdstype: Publikasjon
Logo Senter for idrettsanlegg og teknologi

Artikkel: Energibruk og opplevd helse i svømmehaller (2019)

Med sitt høye energibruk og krevende inneklima utgjør svømmeanlegg en av de mest kompliserte bygningskategoriene i Norge. En nylig gjennomført studie har sett på sammenhengen mellom svømmernes helse...

Innholdstype: Publikasjon

Artikkel: Hvordan påvirker UV-bestråling luftkvalitet i innendørs svømmeanlegg? (2018)

Det er kjent at det dannes mer trihalometan (THM), sammen med andre desinfiserings- biprodukter (DBP) i vannet, ved bruk av UV-bestråling. Samtidig reduserer UV-bestråling konsentrasjonen av bundet...

Innholdstype: Publikasjon

Artikkel: Slik bygger du skadefrie svømmebassenger (2018)

De fleste svømmebasseng er i dag flislagte. Riktig utført fungerer slike bassenger i mange år forutsatt regelmessig vedlikehold. Det kreves grundig planlegging og nøyaktig håndverksmessig utførelse....

Innholdstype: Publikasjon

Artikkel: Tørrklor, flytende klor, elektrolyse og dannelsen av desinfiseringsbiprodukter (2018)

Hvordan klor dreper bakterier, cyster og andre sporer omtales som et akademisk puslespill. Uavhengig av desinfiseringsagent for vannet er det likevel enighet om at effektiviteten til de ulike...

Innholdstype: Publikasjon

Bacheloroppgave: Filtersystem for rensing av bassengvann (2013)

Oppgaven omfatter feltforsøk med to medier, sand og glass, for rensing av bassengvann. Forsøkene sammenstilles med sikte på å avdekke forskjell i rensetekniske egenskaper for de to mediene.

Innholdstype: Publikasjon

Bacheloroppgave: Prosedyrer for prøvetaking i svømmebasseng (2013)

Oppgaven omfatter verifikasjon av ulike metoder for prøvetaking og analyse i svømmebasseng. Manuelle prøver utført iht. bassengforskrift sammenlignes med on-line analyser og prøver tatt av...

Innholdstype: Publikasjon

Bacheloroppgave: Undersøkelse av holdbarheten til natriumhypokloritt og sammenlikning av to desinfeksjonsteknologier (2018)

Hensikten med oppgaven "Undersøkelse av holdbarheten til desinfeksjonsmiddelet natriumhypokloritt (NaOCl) og sammenlikning av to desinfeksjonsteknologier med hovedvekt på vannkvalitet i...

Sider