TOXIKUS SZERVES MIKROSZENNYEZŐ KOMPONENSEK (DIOXINOK, FURÁNOK ÉS PCB-k) ELŐFORDULÁSI LEHETŐSÉGEI A KÖRNYEZETBEN I.

 

Dr. Kisfalvi Árpád

ÁNTSZ Budapest Fővárosi Intézet,

Közegészségügyi Laboratóriumi Főosztály

 

A dioxinok és furánok azok közé a kémiai anyagok közé tartoznak, amelyek a hétköznapi értelemben véve semmilyen „hasznos” tulajdonsággal nem rendelkeznek. A dioxinok és a fu-ránok a természetben mindig is keletkeztek ott, ahol valamilyen égési folyamat zajlott le. A fi-gyelem középpontjába azonban mégis akkor kerültek, amikor a különböző kémiai technológiák alkalmazásakor ezek a vegyületek jelentős mennyiségű un. „műtermékként” jelentek meg egyes vegyipari termékekben, illetve amikor valamilyen vegyigyárban - ahol klórozott szerves anyagot használtak a gyártástechnológia során - súlyos katasztrófa történt. Ilyen vegyi katasztrófát először 1949-ben a Monsanto Műveknél jegyeztek fel, míg a két legutóbbi „baleset” az olaszországi Seveso-ban, illetve az indiai Bhopal-ban történt.

 

A környezetben előforduló un. dioxinok kémiailag nem azonos vegyületeket takarnak, csak néhány „közös” tulajdonságuk alapján sorolják őket azonos csoportba. (Közös tulajdonságaik közé tartoznak, pl. a molekulák szimmetria viszonyai; mindegyik molekula három gyűrűt tartalmaz; alkotó elemeik azonosak: szén, hidrogén, oxigén és klór.) A kémiai tulajdonságaikat tekintve két különálló vegyületcsoport alkotja a dioxinokat:

 

-         poliklórozott-dibenzo-p-dioxinok, illetve a

-         poliklórozott-dibenzo-furánok.

 

A fenti két vegyületcsoportba összesen 210 egymástól eltérő szerkezetű molekula tartozik. Ebből 135 a poliklórozott-dibenzo-furán és 75 a poliklórozott-dibenzo-p-dioxin molekula. Természetesen ezek a molekulák különböző kémiai és fizikai-kémiai tulajdonságokkal rendelkeznek, ugyanígy különböznek az élő szervezetekre gyakorolt hatásukban is.

 

A vegyületcsoport fizikai-kémiai tulajdonságai

 

A kutató vegyészek az első klórozott dioxin molekulá(ka)t 1872-ben állították elő, de ennek szerkezetét csak a tömegspektrométerek megjelenése után 1957-ben sikerült megállapítani.

 

A köznyelvben dioxin néven legismertebb vegyület a vegyületcsalád egyetlen tagját jelentette, illetve sokaknál még ma is jelenti, és ez a 2,3,7,8-tetraklór-dibenzo-p-dioxin (TCDD). Ez egy, a két oldalán egy-egy benzolgyűrűt tartalmazó, a két gyűrűt oxigén atomokkal összekötött, szimmetrikus elhelyezkedésű klórszubsztitúcióval rendelkező, kettős szimmetriájú, egysíkú molekula. A kísérletes kémiai tudományban, az állatkísérletekben ezt a molekulát használták először, illetve ennek a fizikai, fizikai-kémiai, kémiai, biokémiai tulajdonságait vizsgálták meg a legkiterjedtebben. Ennek köszönhetően a legszélesebb információk erről a molekuláról állnak rendelkezésre.


 

A poliklórozott-dibenzo-p-dioxin molekula általános szerkezeti képlete a következő:

 

 

 

1. ábra A PCDD molekula általános kémiai szerkezeti képlete

 

 

 

A PCDD, PCDF és PCB molekulákban a hidrogén atomokat klór atomok helyettesíthetik.

 

 

2. ábra A klór és hidrogén atom egymáshoz viszonyított mérete

 

A dibenzo-furán molekulák a fenti dibenzo-dioxin molekuláktól abban különböznek, hogy nem két, hanem csak egy oxigén atom köti össze a két benzolgyűrűt. A további különbség, hogy ez a molekula már nem kettős szimmetriájú, így nagyobb a szerkezeti összetételben lévő variációs lehetőségek száma.

 


A poliklórozott-dibenzo-furán molekula általános szerkezeti képlete a következő:

 

 

 

3. ábra A PCDF molekula általános kémiai szerkezeti képlete

 

 

Megjegyzés:

 

- PCDDs         Polichlorinated-dibenzo-p-dioxines

- PCDFs          Polichlorinated-dibenzo-furanes


A poliklórozott-bifenilek, amelyek a dibenzo-dioxinoknak és a dibenzo-furánoknak az un. prekurzor, vagy kiindulási vegyületei is lehetnek, szintén hasonló felépítésűek az előzőekhez, azzal a különbséggel, hogy itt a két benzolgyűrűt nem köti össze oxigén-atom. A dibenzo-dio-xin molekulához hasonlóan ez is kettős szimmetriával rendelkezik, így ebből a vegyülettípusból 209 különböző molekulát ismerünk. A következő ábra ennek a molekulának az általános képét mutatja.

 

 

 

 

 

4. ábra A poliklórozott-bifenilek (PCB-k) általános szerkezeti képlete

 

 

Megjegyzés:

 

- a hidrogént helyettesítő klór-atomok egymáshoz viszonyított elhelyezkedése az orto, meta és para helyzetben lehetséges. Ennek megfelelően változik a különböző PCB molekulák toxicitása.

 

Tekintettel arra, hogy a vizsgálatokban először a 2,3,7,8-tetraklór-dibenzo-p-dioxin (TCDD) molekulát vizsgálták a legszélesebb spektrumban, ezért ennek a legjellemzőbb fizikai-kémiai tulajdonságait mutatnám be:

 

-         molekulatömeg                                                           :           320

-         olvadáspont                                                                            :           305 oC

-         gőznyomás 25 oC-on                                                              :           9,8 * 10-8 Pa

-         oldhatóság                                                                              :           8 * 10-9 g/liter

-         Henry-konstans                                                                      :           1600 Pa/M

-         diffúziós állandó vízben                                                :           4,7 * 10-6 cm2/sec

-         diffúziós állandó levegőben                                                      :           5,1 * 10-2 cm2/sec

-         pirolízis idő 800 oC-on                                                :           0,2-0,3 sec

-         megoszlási hányados víz/oktanol rendszerben              :           4,2 * 106

 

(Megjegyzés: a normál légköri nyomás 101300 Pa)

 

A fenti adatokból látható egy igen stabil molekulával van dolgunk. Ez az anyag savakkal, lúgokkal szemben ellenálló (még a tömény kénsav sem teszi tönkre!) szilárd formában rendkívül stabil, nem illékony (az illékonyság a klóratomok számával fordítottan arányos), vízben gyakorlatilag „oldhatatlan” (az oldhatóság a klóratomok számával fordítottan változik), a talajban a felezési ideje 7-12 év. (Felezési időnek nevezzük azt az eltelt időt, amennyi idő alatt egy vegyület vagy anyag kiindulási koncentrációja a felére csökken.) A természetben ezért elsősorban valamilyen szilárd anyaghoz kötötten fordulnak elő, azaz talajban, üledékben, iszapokban vagy a levegőben szálló porokhoz kötve.

 

A természetben 17 olyan dibenzo-p-dioxin és dibenzo-furán molekula található, amely a 2,3,7,8 helyen, illetve e mellett további helyeken is klór atomot tartalmaz(hat). A 17-ből 10 dibenzo-furán, míg 7 dibenzo-p-dioxin alapvázat tartalmaz. A PCB-kből az európai és a WHO szabályozás alapján 7 olyan molekulát nevezett meg, amely hasonló a TCDD molekulájához és ezért rendelkezik a TCDD-hez hasonló toxikus tulajdonsággal.

 

 Az élő szervezetekbe a dibenzo-p-dioxinok, dibenzo-furánok, PCB-k elsősorban a táplálék láncon keresztül kerülnek be. Tekintettel arra, hogy ezek a vegyületek gyakorlatilag vízoldhatatlanok, a szervezetben elsősorban a májban, zsírszövetekben, valamint az idegvégződések lipid-membránjaiban, illetve az agyban halmozódhatnak fel. A klórozott szerves vegyületekről általában elmondható, hogy a szervezetbe jutva a bejutás helyén elsősorban klór-aknét okoznak, de a kutatók kimutatták a teratogén, mutagén és embriotoxikus tulajdonságukat is.

 

A 2,3,7,8-TCDD toxicitási adatai alapján elmondható, hogy az egyik legmérgezőbb anyaggal állunk szemben, hiszen a jelenleg „legismertebb” mérgek közül csak a bakteriális toxinok előzik meg mérgezőképességben. Míg azonban ezek a toxinok igen gyors lefolyású mérgezést okoznak, a dioxinok a szervezetbe jutva csak hetek, hónapok múlva fejtik ki hatásukat. A dioxinokat a Nemzetközi Rákkutató Központ (IARC) és az amerikai Nemzeti Toxikológiai Programok Fórumának Tudományos Tanácsa 1998-tól a humán karcinogén anyagok közé sorolta.

 

A legújabb kutatási eredmények alapján, a két benzolgyűrűn a helyettesítő atomok, illetve atomcsoportok minősége befolyásolja a vegyületek toxicitását. Ennek megfelelően a toxicitási sorban a legerősebbek a bróm-atomokat tartalmazó komponensek, míg ennél gyengébb hatá-súak a bróm-klór atomokat együttesen tartalmazók, majd a tisztán klór atomokat tartalmazók, míg a fluor-atomot, vagy NO2-csoportot tartalmazó molekulák gyakorlatilag nem tekinthetők mérgezőknek.

 

5. ábra A vizsgálandó PCDD, PCDF komponensek Toxicitási Egyenérték Faktorai (i-TEF)

 

 


A dioxin-szerű komponensek (dioxinok, furánok, PCB-k) mennyiségi meghatározásánál minden esetben két értékkel találkozhatunk a gyakorlatban. Az egyik érték mindig a komponenseknek az abszolút koncentrációja a vizsgált közegre nézve, míg a másik érték az un. Toxicitási Egyenértékben kifejezett koncentráció. Ezt az utóbbit úgy határozzák meg, hogy a 10 dibenzo-furán, a 7 dibenzo-p-dioxin és a 7 PCB komponensre a nemzetközi gyakorlatban elfogadott Toxicitási Egyenérték Faktorok (i-TEF) állnak rendelkezésre. Ezek az utóbbi faktorok arra szolgálnak, hogy a kérdéses komponensek abszolút mennyiségeit átszámíthassuk 2,3,7,8-TCDD koncentrációra. Az egyenérték faktoroknál egységnyi értékűnek vették a 2,3,7,8-TCDD toxicitási értékét és ehhez mérten állapították meg a többi komponensét. Így a többi vizsgálandó komponens esetében ezek az értékek a következő táblázatban láthatók:

 

 



 

6. ábra A vizsgálandó PCB komponensek Toxicitási Egyenérték Faktorai (i-TEF)

 

Megjegyzés:

 

-         az első táblázatban található PCB komponensek (négy komponens) az un. „non-orto-coplanar PCBs” csoportba tartoznak, azaz nem tartalmaznak orto helyzetben klór-atomot

-         a második táblázatban található PCB komponensek (nyolc komponens) egy klór-atomot tartalmaznak orto helyzetben

 

Jelölések:

 

-         T         tetra (négy klór-atomot tartalmaz a PCDD, PCDF, illetve a PCB molekula)

-         Pe        penta (öt klór-atomot tartalmaz a PCDD, PCDF, illetve a PCB molekula)

-         Hx       hexa (hat klór-atomot tartalmaz a PCDD, PCDF, illetve a PCB molekula)

-         Hp       hepta (hét klór-atomot tartalmaz a PCDD, PCDF, illetve a PCB molekula)

-         O         okta (nyolc klór-atomot tartalmaz a PCDD, PCDF, illetve a PCB molekula)

 

A dioxin-szerű vegyületek előfordulása környezetünkben

 

A poliklórozott-bifenileket (PCB-ket) az ipari forradalom termékének tekinthetjük. A széleskörű ipari alkalmazása a PCB-knek a híradástechnika és az elektromosság teljes elterjedésével vált mindennapossá. A 1920-as 30-as években kezdték nagy mennyiségben ipari technológiák segítségével előállítani AROCLOR, CLOPHEN, FENCLOR, KENECLOR fantázia néven a PCB-ket a különböző országokban. A WHO és OECD valamint EC országok javaslatai alapján 1980-tól a fejlett ipari országokban megszűntették a PCB-k gyártását, és az un. nyitott technológiákban való alkalmazását. Ilyen nyitott technológiák voltak, pl. a különböző hőátadó rendszerek, hidraulikai rendszerek, ipari fúró-, vágóberendezéseknél kenőanyagok alkalmazása, festékekben vivőanyagok, szénmentes másolópapírokban, ragasztókban, tűzállóanyagok és műanyagokban való alkalmazások. Ez után az idő után, már csak a zárt rendszerű alkalmazások maradhattak meg, ami tulajdonképpen a transzformátorokat, illetve ipari kondenzátorokat jelenti. Így is - 1980-ig - a világ PCB termelése meghaladta az 1 millió tonnát. A rendelkezések következtében ma már igazi PCB kibocsátó forrásként „csak” a különböző termikus technológiát alkalmazó ipari eljárások jöhetnek szóba. Ilyen technológia azonban számtalan létezik, pl. hulladékégetés, szinterező eljárások, acélgyártás, és egyéb magas hőmérsékletet alkalmazó technológiák (lignit és széntüzelésű erőművek, fém újrafeldolgozás, hasznosítás).

 

A PCB-k fizikai-kémiai tulajdonságaikat tekintve hasonlóak a dioxinokhoz és furánokhoz. Biológiai ártalmatlanításuk jelenleg még nem megoldott, kémiai ártalmatlanításuk viszonylag költséges. Éppen ezért jelenleg az ártalmatlanítási technológiák közül a legelterjedtebben az égetéses eljárást alkalmazzák, de a veszélyes hulladéklerakóban való elhelyezés is számottevő.

 

A legújabb vizsgálati eredmények alapján a dioxinok, furánok, PCB-k legnagyobb kibocsátó forrásai lehetnek a pentaklór-fenollal (PCP) kezelt fa hulladékának égetése, valamint olyan egyéb hulladékégetéses technológiák, ahol az égetésre kerülő hulladékok jelentős mennyiségű klórozott szervesanyagot, (pl. növényvédőszergyártás desztillációs üstmaradéka), PCB-t vagy PVC-t tartalmaznak.

 

A vegyipar által gyártott kémiai növényvédő szerek előállításakor – klórfenoxi-ecetsav szár-mazékok, hexaklorofén, klórfenolok és származékaik – szintén keletkezhetnek dioxinok, furá-nok és PCB-k. A korábban alkalmazott szerves-vegyipari technológiáknál a késztermék – mint pl. Agent Orange (2,4-D és a 2,4,5-T keveréke, lombtalanító vegyszerként használta az USA Vietnamban) – tonnánként akár grammnyi mennyiségben is tartalmazhatott dioxinokat és furánokat. A papírgyártási technológiánál a cellulózfehérítésre használt klór szintén okozhat dioxin, furán képződést. Az ezekből a papírgyártó üzemekből a felszíni vizekbe kibocsátott dioxin-tartalmú szennyvizek egy speciális komponens eloszlást tartalmaznak és jellemzően a szennyvíz kibocsátásának helyénél halmozódnak fel az üledékben. Ennek a komponens eloszlásnak az ismeretében viszonylag könnyen azonosítható a környezetszennyezés okozója. (8. ábra.)

 

 

7. ábra. A dioxinok és furánok legfontosabb kibocsátási forrásai

 

 

 

8. ábra. Az egyéb források dioxin, furán kibocsátási arányai

 

 

A különböző ipari fejlettségű országokban átlagosan 20-26000 g (i)TEQ(i)/év a többnyire mérési adatokon alapuló, de becsült dioxin kibocsátás (a Toxic Equivalent Quantity, (i)TEQ, azaz az i-TEF értékekkel kiszámított és 2,3,7,8-TCDD egyenértékben kifejezett mennyisége a dioxin-szerű vegyületeknek).

 

A dioxin-szerű vegyületek környezeti eloszlása és veszélyei

 

A dioxin-szerű vegyületek (dioxinok, furánok, PCB-k) esetében az egyes komponensek veszélyességét nagymértékben befolyásolják a fizikai-kémiai tulajdonságaik, mint pl. illékonyság, vízoldhatóság, lipofilitás. A kevesebb klóratomot tartalmazó kongenerek nagyobb illékonysággal és vízoldhatósággal, míg a több klóratomot tartalmazók nagyobb lipofilitással ren-delkeznek. A talajba kerülve ezek az anyagok néhány napon belül elérik az adszorpciós egyensúlyt és ez az adszorpció a tartózkodási idő növekedésével még irreverzibilisebbé válhat. Abban az esetben azonban, ha valamilyen egyéb környzetszennyezés – pl. olaj elfolyás – is történik a már dioxinnal szennyezett területen, akkor a talajból a dioxin-szerű ve-gyületek kioldódása jelentős méreteket is ölthet. A vízzel kapcsolatos környezetben a dioxi-nok és furánok hasonlóan viselkednek, mint a talaj esetében, de itt elsősorban a természetes huminsavak és a szuszpendált részecskék mennyisége, valamint a víz körforgásának sebessége határozza meg az egyensúlyt.

 

A környezetben előforduló dioxinok, furánok, PCB-k fotokémiai és mikrobiológiai degradációja létező folyamatok. A folyamatok sebességét ebben az esetben is jelentősen befolyásolja a klóratomok száma, és elhelyezkedésük a molekulán. Mindezeket figyelembe véve a lebomlás igen lassú és az un. felezési idő a talajban és az üledékekben több év is lehet.

 

A levegőben lévő dioxin, furán és PCB okozza a lehető legnagyobb kockázatot a biológiai rendszerekre. Az emisszióval a környezeti levegőbe került dioxinok és furánok két részre oszthatóak: az egyik rész a levegőben lévő porszemcsékhez kötődik, míg egy kisebb része gázfázisban marad, és részt vesz a nagy távolságú eloszlásban. Ez utóbbi következtében a dioxin-kibocsátó pontforrástól akár több száz, vagy ezer kilométer távolságra is eljuthat a szennyező anyag. Ebben a gázfázisban azonban működik a fotokémiai és a légkörben lejátszódó kémiai lebomlási folyamat. A porszemcséken megkötött dioxinok és furánok nagyobb távolságra jutásában elsősorban a szemcseméret a meghatározó, de még az 1µm vagy annál kisebb szemcsék esetében is ez a távolság csak néhányszor tíz kilométer lehet.

 

A környezeti koncentrációk és a humán expozíció

 

Mint az a korábbiakból jól látható, a természetes lebomlási, lebontási folyamatok a dioxinok, furánok és PCB-k esetében marginális jelentőségűek. Ennek következtében ezek a komponensek akkumulálódnak az üledékekben, a talajban és ezzel un. másodlagos dioxin forrásokat ké-peznek a növények, az állatok és az ember számára. A környezeti vizsgálatok alapján a következők állapíthatók meg:

 

-         a kibocsátó pontforrásoktól a széliránynak megfelelően a dioxinok és furánok alacsonyabb klórozottságú kongenerjei a levegőben és a talajra kerülve sokkal gyorsabban eliminálódnak, míg a hepta- és oktaklór-dioxinok és furánok felhalmozódnak. A levegőből való kiülepedés során a felszíni vizek üledékeiben szintén nyomon követhető a kibocsátó forrás, illetve a kongener eloszlás alapján nagy valószínűséggel meghatározható ez a hely.

-         a környezetben megtalálható általános dioxin szennyezettség humán expozíciós hatása elsősorban a táplálékláncba kerülésével mutatható ki. A kibocsátó forrásoknál egyértelműen bizonyított, hogy a napi élelmiszerek – hús, tej, tejtermékek, hal – tartalmaznak minden esetben egy meghatározható háttérkoncentrációt a dioxin-szerű vegyületekre (dioxinok, furánok, PCB-k) nézve. Ez azt jelenti, hogy az átlagos dioxin expozíció az élelmiszerekből származóan 2-3 pg (i)TEQ/testsúly-kg/nap (1 pg = 10-12 g) és ez az expozíció világosan elkülöníthető az egyéb expozícióktól, a levegőből és egyéb nem élelmiszerrel történő beviteltől, mert ezek nagyságrenddel kisebb értéket képviselnek. Természetesen a különböző életviteli formák, étkezési szokások a különböző populációkban okozhatnak eltéréseket – alacsonyabb vagy magasabb koncentrációjú expozíció -, de mindenképpen fontos figyelemmel kísérni az újszülött korban lévő gyermekek esetében az anyatej dioxin koncentrációját. A vizsgálati eredmények azért is indokolják ezt, mert akár 30-50-szer nagyobb expozíció is lehetséges az anyatej által a szoptatás során, mint a felnőtt emberek esetében.

-         a környezetvédelmi szabályozások következtében a kibocsátó forrásokban jelentősen csökkenteni lehet a dioxin-szerű vegyületek koncentrációját és ezzel a nagy távolságokban is ható szennyezettséget. Ebben az esetben a kibocsátó közvetlen környe-zetében is lecsökken a dioxin-szerű vegyületek koncentrációja és az egyéb források meghatározó fontosságúvá léphetnek elő. Ennek eredményeként a környezeti levegő dioxin-szerű vegyület koncentrációja 10-50 fg (i)TEQ/m3 (1 fg = 10-12 g), és ha feltételezzük, hogy a nagy távolságokból, valamint egyéb helyi forrásokból is érkeznek hasonló vegyületek, akkor az átlagos kiülepedéssel 4-5 ng (i)TEQ/m2/év (1 ng = 10-9 g) dioxin koncentrációval számolhatunk. Ezzel az értékkel, tekintettel a hosszú felezési időre, az élelmiszerek esetében, mint szennyező komponensekkel sokáig számolnunk kell.

 

A humán expozíciós tanulmányokban szereplő alapfogalmak

 

 

A humán expozícióban jól ismert az Elfogadható Napi Felvétel (Acceptable Daily Intake, ADI) meghatározás, amelyet a kérdéses kémiai anyag mg mennyiségében fejeznek ki az exponált személy testsúly kg-jára vonatkoztatva naponta (kémiai anyag mg/testsúly kg/nap). Az ADI koncepciója a FAO-WHO Élelmiszer adalékok Tudományos Közös Bizottságától (JECFA) származik. A Bizottság megtiltotta azoknak a kémiai szereknek az alkalmazását élelmiszerekben, amelyekre ADI értéket állapítottak meg, mint pl. a különböző természetes és mesterséges színezékek és ízesítők. Az ADI értelmezése és célja a humán populáció megóvása az elfogadhatatlan kémiai expozíciótól. A JECFA szintén értékelte a különböző élelmiszerszennyező anyagokat, elsősorban a toxikus elemeket, fémeket. Ezekre az anyagokra bevezette az Időlegesen Elfogadható Heti Felvétel (Provisional Tolerable Weekly Intake, PTWI) fogalmát. A fogalom bevezetésének koncepciója, hogy ezzel meghatározzák egy populáció bizonyos kémiai anyagtól elszenvedett expozícióját. Egyes esetekben a PTWI értékeit napi értékekre konvertálják, ebben az esetben ezt már Tűrhető Napi Felvételnek (Tolerable Daily Intake, TDI) nevezik. Az „Elfogadható” terminológia tulajdonképpen azt a bevitt mennyiséget jelenti, amelyet az élelmiszer elkerülhetetlenül tartalmazhat. A PTWI származtatási módszere megegyezik az ADI módszerével, kiegészítve néhány egyéb szemponttal.

 

 

Kémiai szermaradék határértékeket az expozíciós határértékekből vezetik le. A határértékeket kémiai anyag mg/kg élelmiszer értékben adják meg. Így kiszámítható az a maximális koncentráció egy adalékanyagra vagy szennyezőre nézve az élelmiszerben, amelyiknek a TDI vagy ADI értéke ismert és így megadható az élelmiszerekkel naponta elfogyasztható káros anyagok mennyisége. A legtöbb esetben csak az élelmiszerekkel elfogyasztható szermaradékok mennyiségét adják meg az ADI alapján, szabadon hagyva annak lehetőségét, hogy expozíció egyéb úton is történhet. Az ivóvizek klórozott peszticid-szermaradék tartalma (ezek a szervezetben akkumulálódhatnak) maximum az ADI alapján meghatározott érték 1%-a lehet.

 


 

 

A Nem Észlehető Káros Hatás Szintje (No Observed Adverse Effect Level, NOAEL) azt a káros anyag koncentrációt jelenti, amelynél egyszeri dózis adása a kísérleti állatokban még nem indukál káros hatást. Káros hatásként minden esetben az irreverzibilis hatásokat értékelik, míg az esetlegesen előforduló reverzibilis hatásokat, mint pl. különböző fiziológiai változásokat nem tekintik a káros hatások közé tartozónak. A NOAEL meghatározásánál elsősorban statisztikai módszereket használnak kontroll csoportot is alkalmazva. A hatást csak akkor tekintik szignifikánsnak, ha a dózis-hatás összefüggés kimutatható. Ebben az esetben a NOAEL egyenlő azzal a legnagyobb koncentrációval, amelynél még nem jelentkeznek a statisztikai módszerekkel szignifikánsan kimutatható hatások a kontroll csoporthoz képest.

 

 

Az Tűrhető Napi Felvétel mennyiségét (Tolerable Daily Intake, TDI) a különböző kísérleti állatokkal végzett NOAEL vizsgálatok legkisebb értékén alapuló számításokkal határozzák meg. A NOAEL értékek hosszú idejű és szigorúan ellenőrzött kísérletekből származó eredmények. A TDI érték arra szolgál, hogy a kísérleti állatok vizsgálati eredményei alapján meghatározott NOAEL értékeket egy biztonsági faktorral osztva meghatározhassák a humán életciklusra vonatkozó biztonsággal elviselhető expozíciót. A JECFA hagyományosan egy 10-es faktort alkalmaz a kísérleti állatok NOAEL értéke és a humán TDI értékek átszámítása között. Ennek megfelelően, ha a NOAEL érték a kísérleti állatokban tapasztalt átlagos hatásszint, akkor egy tízes faktort alkalmazva ez az érték extrapolálható a legérzékenyebb humán szervezetre. Néha további átszámítási faktorokat is alkalmaznak, pl. a rövid idejű kísérletek hosszú idejűre való átszámítása, vagy a kevésbé adekvát eredmények kiegyensúlyozására használható módszerek esetében. Természetesen a tízes biztonsági faktor akkor lenne abszolút megbízható, ha a kérdéses vegyületek toxicitási és dózis-hatás összefüggései pontosan ismertek lennének az emberi szervezetben. A különböző munkahelyi ártalmak során vagy egyes balesetekkor expozíciót szenvedett személyek adatai ebből a szempontból rendkívül fontosak, jóllehet az így kapott adatok alapján rendkívül nehéz a humán szervezetre vonatkozó NOAEL értéket meghatározni, hiszen egy konkrét expozíció történt és nem egy hosszú távú vizsgálat. Mindamellett az esetleges pozitív eredményeket a kísérleti állatok pozitív eredményeivel összehasonlítva, a korábban megállapított TDI értékek revideálhatók, módosíthatók. Másrészt az epidemiológiai vizsgálatok esetleges negatív eredményeit sokkal nagyobb fenntartással kell kezelni, hiszen ezek a vizsgálatok reletíve nem eléggé érzékenyek.

 

 

A TDI értékekkel akkor jelentkezik probléma, ha karcinogén szennyezőkre kívánjuk alkalmazni. Néhány karcinogén anyag a hatását a DNS molekulákkal történő közvetlen kölcsönhatásával fejti ki, valamilyen elektrofil támadás útján a DNS bázisokra. Az ilyen anyagok olyan potenciális tulajdonsággal rendelkeznek, amelyek a normál sejt túlburjánzásához és ezzel tumor kialakulásához vezethetnek. Ezek az anyagok a kísérleti állatokban neoplazmát okoznak, és direkt kölcsönhatást mutatnak mind in vivo, mind in vitro végzett kísérletekben. Az ilyen anyagokra kimondható, hogy a legkisebb koncentrációban – akár egyetlen molekula is! – okozhat tumort. Ebben az esetben csak a zéro dózis az elfogadható szint! Ez azonban ellentétben áll a NOAEL koncepciójával, ahol meghatározható egy olyan kis koncentráció, amely nem okoz még semmilyen káros hatást.

A karcinogén komponensekre, amelyek direkt hatást gyakorolnak a DNS molekulákra, az expozíciós határértéket a zéro dózis értékére extrapolálva állapítják meg a rákos megbetege-dés kialakulásának legkisebb lehetőségét figyelembe véve. A dózis-hatás görbéket a legjobban leíró matematikai eljárásokkal alkotják meg úgy, hogy azok az ismert biológiai, toxikológiai mechanizmusokkal is összevethetők legyenek. Mindamellett nincs egyetlen lehetséges, és legjobb zéro dózis extrapolációs módszer.

 

A dioxin-szerű vegyületek TDI értékei a szakirodalmi adatok alapján

 

Hollandiában az 1980-as évek elejétől foglalkoznak a dioxin-szerű vegyületek, elsősorban a 2,3,7,8-TCDD rizikó-becslésével. A korai vizsgálatok alapján megállapították, hogy nincs egyértelmű bizonyíték arra, hogy a 2,3,7,8-TCDD tumor promoter vagy mutagén anyag. A konzervatív eljárást alkalmazva a zéro dózis értékére extrapolálva, lineáris dózis-hatás görbét feltételezve 0,1 pg 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap értéket kaptak. A későbbi vizsgálatok adatai alapján a biztonsági faktor szokásos 100-as értékét további 2,5-szörös szorzóval megemelve, a biztonsági faktor értéke 250 lett. Ennek alapján a számított TDI érték a 2,3,7,8-TCDD-re 4 pg/testsúly kg/nap lett. 1991-ben a holland kormány elfogadva a WHO ajánlását a 2,3,7,8 TCDD TDI értékét 10 pg/testsúly kg/nap értékben határozta meg. 1993-ban a holland Nemzeti Környezet-egészségügyi Intézet (RIVM) helybenhagyta a WHO által javasolt értéket, azzal a kikötéssel, hogy ezt az értéket terjesszék ki valamennyi dioxin-szerű komponens együttes mennyiségére, amelyek rendelkeznek Toxicitási Egyenérték Faktorral (i-TEF). (Az i-TEF értelmezése szerint a különböző dioxin-szerű komponensek abszolút mennyisége átszámítható 2,3,7,8-TCDD egyenértékre egy-egy szorzófaktorral.)

 

Kanada és Ontario kormánya elfogadta, hogy a humán expozíció határértéke nem lehet nagyobb, mint a 10 pg 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap. Ezt az értéket a hagyományos NOAEL számításokkal határozták meg az állatkísérletek és standard biztonsági faktor alkalmazásával. A NOAEL értékét a 2,3,7,8-TCDD-nek 1 ng/testsúly kg/nap kapták a kísérletek során, és a 100-as biztonsági szorzó alkalmazásával az expozíciós határérték 10 pg 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap lett. Kockázatbecsléshez a nemzetközileg elfogadott i-TEF értékeket alkalmazták az egyéb dioxin jellegű komponensekre.

 

Németországban a Szövetségi Egészségügyi Hivatal már 1986-ban bevezette az 1-10 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap határértéket. (A Toxic Equivalent Quantity, (i)TEQ, azaz az i-TEF értékekkel kiszámított és 2,3,7,8-TCDD egyenértékben kifejezett mennyisége a dioxin-szerű vegyületeknek.) A 10 pg-os felső értéket az ADI érték alapján rögzítették, az 1 ng/testsúly kg/nap NOAEL érték felhasználásával és 100-as biztonsági faktorral. Jóllehet a német Szövetségi Egészségügyi Hivatal azon a nézeten volt már korábban is, hogy a karcinogén anyagokra nem lehet egy bizonyos ADI értéket meghatározni, ezért jelenleg a humán expozíciós értéket 1 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap érték alá szeretnék szorítani.

 

Japánban az 1990-ben közölt kutatási adatok alapján a 2,3,7,8-TCDD NOAEL értékét 1 ng/testsúly kg/nap értékben határozták meg az átlagos emberi szervezetre. Ezek az adatok az un. Yusho betegségben szenvedő emberek klinikai eredményei alapján születtek. (A Yusho betegség eredete, hogy 1968-ban Japánban egy rizsolaj gyártó malomban használt hőcserélő rendszerből PCB került a termékbe és ez okozott a későbbiekben és ma is megbetegedéseket.) A biztonsági faktor 10-es értékével számítottan Japánban a legérzékenyebb emberi szervezet által elviselhető napi értéke (TDI) 100 pg 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap.

 

Svédországban 1998-ban a TDI értéket 5 ng 2,3,7,8-TCDD és egyenérték/testsúly kg/nap értékben állapították meg. Az egyenérték számításokhoz a NORDIC i-TEF modellt alkalmazták, amely a nemzetközileg használatos értékekhez képest az 1,2,3,7,8-PeCDF TEF faktorát nem 0,05-ösnek hanem 0,01-esnek veszi. A dioxin-szerű PCB komponensek meghatározásánál Svédországban is a WHO által javasolt TEF értékeket alkalmazzák. Az 1992-ben közölt kutatási eredmények alapján a tudósok nem javasoltak egyetlen PCB komponensre, illetve az PCB tartalomra vonatkozóan TDI értéket. Ezt azzal indokolták, hogy jelenleg nem állnak rendelkezésre olyan adatok, amelyek a hagyományos rizikóbecsléshez megfelelően alkalmazhatók lennének. Mindezek ellenére szükségesnek látják, hogy a dioxin-szerű PCB komponensek mennyiségét a teljes dioxin-szerű komponens expozícióhoz hozzáadják.

 

Nagy-Britanniában a Környezet, Élelmiszer és Kémiai anyagok Toxicitási biztonságával foglalkozó tanács 1989-ben a WHO ajánlása alapján 1 pg/testsúly kg/nap értékben állapította meg a határértéket. Ezt az értéket nem tekintették TDI-nek. A Tanács 1991-ben felülvizsgálva korábbi álláspontját, 10 pg 2,3,7,8-TCDD és egyenérték/testsúly kg/nap értékben határozták meg a TDI értéket a WHO Európai Központjának ajánlása alapján.

 

Az Amerikai Egyesült Államokban már az 1970-es évek végén is foglalkoztak a dioxinok rizikóbecslésével. A vizsgálatok eredményei alapján a US-CDC egy virtuális biztonsági dózist Virtual Safety Dose, VSD) állapított meg 0,0276 pg 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap értékben 1984-ben. A US-FDA egy korábbi javaslatában 0,0572 pg 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap értéket határozott meg, míg a US-EPA egy un. rizikó specifikus dózist (Risk Specific Dose, RSD) 0,0064 pg 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap értékben határozott meg 1985-ben. 1994-ben a US-EPA felülvizsgálta korábbi rizikóbecslési adatait a dioxin-szerű vegyületek expozíciójával kapcsolatban. Ebben megállapították, hogy a dioxin-szerű vegyületek a kísérleti állatokban okozhatnak karcinogén elváltozásokat, így nagy valószínűséggel az emberben is. A vizsgálatok bebizonyították, hogy erős összefüggés tapasztalható a dioxin-expozíció és számos nem rákos egészségügyi hatás között. Ezek a hatások elsősorban a fejlődési és reprodukciós hatásokat, valamint immun-szupressziót, és a regulációs hormonrendszer megzavarását jelentik. Az EPA szakemberei nem találtak egyértelmű összefüggést arra vonatkozóan, hogy ezek a nem rákos megbetegedések, elváltozások az emberi szervezetben a napi dioxin-expozíció következményei. Az EPA szakemberei állítják, hogy ezek az expozíciós szintek nagyon közel esnek ahhoz a szinthez, amely a kísérleti állatokban hasonló elváltozásokat okoz. Az EPA a dioxin-szerű komponensek vizsgálatánál a (i)TEQ értékek számításához a szokásos i-TEF értékeket alkalmazza.

 

1985 óta a WHO Regionális Irodája koordinálja a PCDD, PCDF, és PCB vizsgálatával kapcsolatos európai átfogó programot. 1987-ben egy munkacsoport vizsgálta a csecsemők PCDD, PCDF, PCB komponensekkel történő lehetséges expozícióját a szoptatás ideje alatt. Jóllehet ebben az időben még nem állt rendelkezésre széleskörű vizsgálati adatsor ezekről a vegyületekről, továbbra is javasolták a szoptatást. A tanulmányban két időszakot vizsgáltak meg. Az 1987-88-ban és az 1992-93-ban levett minták között drámai különbségek mutatkoztak a dioxin-szerű komponensek mennyiségében. A tapasztalat szerint a PCDD, PCDF, PCB mennyisége nem növekedett, viszont egyes országokban drámai módon csökkent. A WHO által, Hollandiában 1990-ben rendezett tanácskozáson megállapították, hogy a 2,3,7,8-TCDD a kísérleti állatokban karcinogén hatású, de az emberi szervezetben ez nem egyértelműen kimutatható, hiszen az esetleges expozíciót elszenvedett populáció megfigyelésére nem volt elegendő idő. A konzultációt 1991-ben tovább folytatták, amelyen megállapították, hogy a sevesoi balesetet követően azoknak a vérében, akik a baleset következtében klór-aknét kaptak, nem volt lényeges mennyiségi különbség a 2,3,7,8-TCDD koncentrációt tekintve azokétól, akik ilyen klinikai képben nem szenvedtek, azaz vélhetően az emberi szervezet nem érzékenyebb erre a vegyületre, mint a kísérletekben alkalmazott patkányoké. E megállapítások alapján, a konzultáción a NOAEL értékének 1 ng 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap határozták meg, amely a kísérleti állatokban máj-karcinogenitást, immuntoxikológiai hatást, illetve reprodukciós károsító hatást még nem mutat. Az állandósult szerkoncentráció a fenti mennyiségben történő bevitelnél a patkányok májában mintegy 540 ppt-s koncentrációt okoz. Ebből kiszámítható, hogy milyen expozíció alakít ki egy hasonló máj-koncecntrációt az emberi szervezetben kb. 70 éves folyamatos expozíciót feltételezve. (Állandó körülményeket feltételezve a számítás menete a következő: Szervezet-terhelés = napi felvétel * felezési idő / ln (2), ahol a felezési idő az emberi szervezetben 7 év.) A máj-zsírszövet arány a szakirodalmi adatokat figyelembe véve 0,15, így fenti módon az emberi élet során naponta 110 pg/testsúly kg/nap érték számítható ki. Ez azt mutatja, hogy a patkány által kapott napi koncentráció 1/10-e okoz azonos máj koncentrációt az emberi szervezetben. Végső következtetésként a WHO a dioxinokra vonatkozóan 10 pg 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap TDI értéket javasol. A WHO további ajánlása szerint a dioxin-szerű komponensek elegyeire is alkalmazható ez a TDI érték a rizikó becslési eljárás során, amennyiben ezek mennyiségét az i-TEF-ekkel számítják ki.

 

A Nemzetközi Rákkutató Központ (International Agency for Research on Cancer, IARC) által kiadott tanulmányban értékelték a karcinogén potenciálját a 2,3,7,8-TCDD-nek és a hasonló komponenseknek. A kialakított munkacsoport értékelte a publikált tudományos adatokat a különböző humán populációkban kialakult rákos megbetegedésekről, amely valamilyen ipari baleset vagy nagy koncentrációjú környezeti dioxin expozíció következtében jöhetett létre. A következtetések szerint maga a 2,3,7,8-TCDD nem tekinthető mutagén anyagnak, de az általa indukált különböző indirekt mechanizmusok lehetnek rákkeltők. Felvetődött, hogy a 2,3,7,8-TCDD által indukált UGT csökkent thyroxin szintet eredményez a keringésben. A hosszantartó thyroxin szint csökkenés eredménye a thyroid stimuláló hormon kibocsátása, amelynek eredményeként thyroid hiperplasia majd később neoplasia jön létre. Végső konklúzióként megállapították, hogy nagyon kevés egyértelmű bizonyíték áll rendelkezésre a 2,3,7,8-TCDD humán karcinogenitásának igazolására, de a kísérleti állatokban világos a 2,3,7,8-TCDD ilyen hatása. Az egyéb dioxinokra és furánokra vonatkozóan nem állnak rendelkezésre értékelhető adatok a kísérletek és humán vizsgálati eredmények hiánya miatt.

 


 

A dioxin-szerű vegyületek környezetbe kerülésének megakadályozására alkotott szabályok

 

A környezet, az élővilág és az emberi szervezet védelmére a dioxin-szerű vegyületekkel szemben számos országban idejekorán megszülettek a szükséges rendeleti, törvényi előírások. A rizikó faktorok kezelésére néhány országban a lehető legkisebb mértékűre igyekeznek csökkenteni a dioxin kibocsátást, ezzel megvédeni az emberi egészséget és a környezetet. A szabályozások a különböző országokban eltérőek, de egyben azonosak, a dioxin kibocsátó forrásokat korlátozni akarják. A következő táblázatban az Európában és Amerikában (USA és Kanada) érvényben lévő szabályozási gyakorlat látható.

 

 

 

Ország

A szabályozott kibocsátó forrás

Megjegyzés, határérték

 

 

 

Hollandia

Hulladékégetés  (1993)

Hulladékolaj égetés

 

PCB tartalmú anyag előállítása, PCB származékok

PCP/2,4,5-T

Hat.ért.: 0,1 ng (i)TEQ/m3

Klórozott komponensekre határérték: 500 mg/kg

PCB-k-re határérték

Használata TILOS!

Előállítás, használat TILOS!

Japán

Kommunális hulladékégetés

Papírgyártás

Hat.ért.: 0,5 ng (i)TEQ/m3

technológiai ajánlás

 

 

 

Kanada

Kommunális hulladékégető, Kórházi hulladékégető

Papírgyártás

Triklórfenol/2,4,5-T

2,4-D, TeCP/PCP

2,4-D, TeCP/PCP

PCP

PCB

 

Hat.ért.: 0,1 ng (i)TEQ/m3

Technológiai ajánlás

Használati engedély törölve!

Dioxin tartalomra határérték!

Házilagos alkalmazás TILOS!

Használati engedély törölve!

Előállítás, használat TILOS!

 

 

Németország

Hulladékégetés

Kommunális szennyvíziszap

PCB-k/PCP

Különböző egyéb termékek

Hat.ért.: 0,1 ng (i)TEQ/m3

Hat.ért.: 100 ng (i)TEQ/kg sz.a.

Előállítás, használat TILOS!

Határérték a halogénezett dioxinokra!

 

Svédország

Hulladékégetés

PCB-k (1973)

PCB-k (1978)

Hat.ért.: 0,1 ng (i)TEQ/m3

Nyílt rendszerű alkalmazás TILOS!

Új alkalmazás TILOS!

Egyesült Királyság

Hulladékégetés

Hat.ért.: 0,1 ng (i)TEQ/m3

USA

Hulladékégetés, Kórházi hulladékégetés

Hat.ért.: 0,1 ng (i)TEQ/m3

Magyarország

Hulladékégetés

Hat.ért.: 0,1 ng (i)TEQ/m3

 

 


 

Az élelmiszerekben előforduló toxikus szerves mikroszennyező komponensek mennyiségi határértékei, és az alkalmazott TDI értékek:

 

Ország

Javasolt, vagy előírt határérték

Megjegyzés

 

Hollandia

TDI: 10 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap

TDI: 1 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap

Tej, tejtermék: 6 pg (i)TEQ/g zsír

A jelenleg érvényes TDI

A javasolt TDI

Határérték, túllépés esetén intézkedni kell!

Japán

Expozíciós kritérium: 100 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap

Hulladékégető környezetében érvényes!

Kanada

TDI: 10 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap

Hal: 20 pg (i)TEQ/g nedves súly

A jelenleg érvényes TDI

Határérték

 

 

 

Németország

TDI: 1-10 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap

TDI: 1 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap

Tej, tejtermék: 5 pg (i)TEQ/g zsír

 

3 pg (i)TEQ/g zsír

 

0,9 pg (i)TEQ/g zsír

A jelenleg érvényes TDI

Hosszú idejű TDI

Ha eléri, forgalmazása TILOS!

Ha eléri, a gyártó termelését leállítják

Ajánlott szint!

Svédország

TDI: 5 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap

A jelenleg érvényes TDI

 

Egyesült Királyság

TDI: 10 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap

Tej, tejtermék: 17,5 pg (i)TEQ/g zsír

A jelenleg érvényes TDI

Maximálisan megengedhető szint!

 

USA

RSD: 0,006 2,3,7,8-TCDD/testsúly kg/nap

Hal: 25 pg (i)TEQ/g nedves súly

Risk Specific Dose, az egész életre vonatkozóan!

Határérték

WHO

TDI: 10 pg (i)TEQ/testsúly kg/nap

A 2,3,7,8-TCDD-re vonatkozó TDI

Magyarország

???

???

 

 

A fenti táblázatokból látható, hogy a különböző fejlett iparral rendelkező országokban a mind a kibocsátó, mind a környezeti oldalról igyekeztek a lehető legkisebbre csökkenteni a dioxin-szerű vegyületek okozta káros hatásokat. Az emissziós ajánlásokat tettek a hatóságok, illetve számos országban emissziós határértéket állapítottak meg különösen a hulladékégetéses technológiák esetében. Eltekintve az „end-of-pipe” szabályozási módszerektől, számos olyan kémiai anyag, amely dioxinokat, furánokat, PCB-ket tartalmaz(hat), gyártása és felhasználása korlátozottá vagy éppenséggel tiltottá vált ezekben az országokban. Az élelmiszerek estében elsősorban a tej, tejtermékek azok, amelyeknél hasonló határértéket vezetett be Németország és Hollandia, míg az Egyesült Királyságban ez az érték sokkal magasabb. Ezen felül Kanada és az USA a halak fogyasztásánál vezetett be határértéket.

 

A dibenzo-p-dioxinok, dibenzo-furánok és PCB-k, valamint a környezetben előforduló un. perzisztens klórozott vegyületek minőségi és mennyiségi analitikai lehetőségeivel, a humán expozíciókkal, rizikóbecsléssel, kezeléssel a következő számban foglalkozom.

 

Felhasznált irodalom:

 

Ballschmiter, K. és Zell. M.:     Fresenius’ Z. Anal. Chem. (1980) 302. 20-31.

Ahlborg, U. G. és mtsai.: Organohalogen Compounds (1994) 20. 563-566.

Mackay, D. és mtsai.: Illustrated Handbook of Physical-chemical Properties and Environmental Fate for Organic Chemicals 2. Ed. Lewis Publ., Michigan, (1992)

Shiu, W. Y. és mtsai.: Environ. Sci. Technol. (1988) 22. 651-658.

Olie, K. és mtsai.: Chemosphere (1977) 12. 627-636.

Hagenmayer, H. és mtsai.: Organohalogen Compounds (1990) 2. 329-334.

Rappe, C. : Chemosphere (1992) 25. 41-44.

Bremmer, H. J. és mtsai.: Emissions of dioxins in the Netherlands; Rep.No. 770501018, 1994.

NATO/CCMS (1988) Brussel, Rep.No.: 176.

WHO/IPCS Env. Health Criteria 70. WHO, Geneva, 1987.

WHO/IPCS Env. Health Criteria 88. WHO, Geneva, 1989.

Gilman, A. P. és mtsai.: Organohalogen Compounds (1995) 26. 471-474.

Dioxin Symposium Karlsruhe 1990. Fed. Env. Agency, Berlin, 1993.

Ahlborg, U. G. és mtsai.: Toxic Subst. J. (1992) 12. 101-131.

WHO Summary Report, Bilthoven, the Netherlands, 1991.

Basler, A.: Organohalogen Compounds (1994) 20. 567-570.

Kimura, Y.: Organohalogen Compounds (1994) 20. 571-574.

Johansson, N. és mtsai.: Organohalogen Compounds (1994) 20. 587-590.

Newstead, S. és mtsai.: Organohalogen Compounds (1994) 20. 581-586.

Farland, W. H. és mtsai.: Organohalogen Compounds (1994) 20. 559-562.

Theelen, R. M. C. és mtsai.: Chemosphere (1993) 28. 675-682.

Harrison, N. és mtsai.: Organohalogen Compounds (1994) 20. 69-72.

US EPA Estimating Exposure to Dioxin-like Compounds, US-EPA, Washington, DC, 1994.

US EPA Health Assesment Doc. for 2,3,7,8-TCDD and Rel. Comp., US-EPA, Washington, DC, 1994.

Liem, A. K. és Theelen, R. M. C.: Dioxins: Chemical Analysis, Exposure and Risk Assesment, Ph. D. Thesis 1997. Bilthoven, The Netherlands

3/2002. (II. 22.) KöM rendelet: A hulladékok égetésének műszaki követelményeiről, működési feltételeiről és a hulladékégetés technológiai kibocsátási határértékeiről