sou · GMB360 · 1999-01-01 00:00:00 — Den muterade cellens och tumörens fortsatta utveckling beror av att inträffade mutationer samverkar med nedärvda eller förvärvade faktorer som bestämmer tillväxt m.m. i vävnaden. Frekvenser av framkallade mutationer antas bero linjärt av dosen utan någon tröskeldos, d.v.s. dos under vilken ingen effekt uppkommer, och man kan därför anta att detta också gäller cancer inducerad av geno- toxiska agentier. Detta gör att sådana cancerframkallande ämnen som har en genotoxisk verkningsmekanism blir särskilt viktiga vid de i regel låga exponeringsnivåer som förekommer i miljön. Kemikalier kan även förhöja cancerrisken genom påverkan på senare steg i tumörutveckling- en. Om detta sker genom en icke-genotoxisk mekanism krävs att en tröskeldos överskrids för att effekten skall uppträda, d.v.s. detta inträf- far vid högre doser, något som framför allt kan observeras i djurförsök. Även genotoxiska kemikalier kan ha en verkan på dessa senare steg, med en förstärkning av cancerrisken vid högre doser. Det kan ofta vara svårt att avgöra om ett cancerframkallande ämne ska bedömas vara genotoxiskt (och därmed ha betydelse ur cancersynpunkt även vid Undersökning från jämte bilagorna mycket låga doser), eller om det huvudsakligen har icke-genotoxiska verkningsmekanismer (och därmed kan förväntas ha en tröskeldos). Cancerriskerna med joniserande strålning har studerats både i djurför- sök och i epidemiologiska studier (studier på exponerade befolknings- grupper), och de senare har kunnat användas för att beräkna kvantitati- va samband mellan stråldos och cancerriskförhöjning. Det är dock endast för relativt få cancerframkallande kemikalier som det finns information från epidemiologiska studier på människor där expone- ringen är så väl beskriven att det är möjligt att få fram kvantitativa dos- responssamband. Sådana beräkningar baseras därför huvudsakligen på cancertester med försöksdjur, där grupper av vanligen möss eller råttor behandlas med några, relativt sett höga, koncentrationer av ämnet under sin livstid. De fåtaliga epidemiologiska undersökningar som gjorts på akrylamid är inkonklusiva (se avsnittet om epidemiologi) och riskuppskattningen har därför baserats på gjorda djurförsök (se avsnittet om cancer). Akrylamid är själv föga DNA-skadande och mutagen. Dess geno- toxiska och därigenom cancerriskförhöjande verkan utövas av en metabolit, glycidamid, vars bildning påvisats i försöksdjur och männi- skor. Glycidamid har visats ge DNA-skada i råttor och möss. Initiator- promotor cancertest har visat att akrylamid administrerad på olika vägar verkar som initiator, d.v.s. sannolikt som mutagen, för hudcan- cer. Detta talar för att den genotoxiska verkan är ansvarig för en can- cerriskförhöjning. Flera av de tumörformer som uppkommit i djurför- sök med råtta kan dock misstänkas vara hormonellt betingade (t.ex. de i sköldkörtel, binjure och bröstkörtel). Det är därför möjligt att den cancerframkallande effekten av akrylamid i djurförsök kanske endast till viss del kan hänföras till dess genotoxicitet. I så fall skulle en på en linjär modell baserad cancerriskuppskattning från djurförsök kunna leda till överskattning av risken vid låga doser. 206 Undersökning från jämte bilagorna Metylolakrylamid har givit upphov till tumörer hos möss i lunga, lever och den s.k. Harderianska körteln (saknar motsvarighet hos männi- skan). Det går inte att uttala sig om genotoxiciteten hos metylolakryla- mid eftersom endast få tester finns utförda. Resultaten från cancertestet på möss, som är deficienta med avseende på p53-genen, kan tolkas så att bakom den cancerframkallande effekten av metylolakrylamid ligger en icke-genotoxisk verkningsmekanism (Tennant et al., 1996). Det är tänkbart att det finns ett hormonellt inslag i cancerutvecklingen. I 2-års- studien på mus fanns det en ökning i exponerade grupper av ovarie- atrofi och granulösa cell-tumörer vilka vanligen är hormonellt beting- ade effekter. Riskuppskattningar baserade på djurförsök Resultatet från kvantitativa cancerriskuppskattningar kan anges som enhets-risk, d.v.s. den risk som en viss enhetsdos (t.ex. ett genom- snittligt intag av kroppsvikt och dag under en livstid) teoretiskt skulle medföra. Sådana risksiffror kan användas som jämfö- relsemått mellan olika cancerframkallande ämnen, men kan också användas i preventivt syfte för att ange rekommenderade högsta halter i t.ex. vatten eller luft. Om man har kännedom om hur mycket människor exponeras för, samt gör en rad antaganden, så kan även det förväntade antalet cancerfall uppskattas teoretiskt. För att kunna sätta ett gränsvärde eller rekommendera ett högsta intag som enligt modellen förknippas med en viss risk, måste en acceptabel risknivå definieras. WHO har i sina dricksvattenkriterier Guidelines for drinking-water quality utgått från risknivån 1 på 100 000 (1 ×10-5) som livstidsrisk, men i quality guidelines for Europe har man valt att i stället ange vilken luftföroreningshalt som skulle ge upphov till en risk på 1 på 10 000 (1 ×10-4), 1 på 100 0000 (1 ×10-5) och 1 på 1 miljon (1 ×10- 6), och överlåter sedan åt varje land att ta ställning till hur stor risk man är villig att acceptera. I har IMM angett lågrisk-nivåer för några cancerframkallande luftföroreningar vid den halt som teoretiskt skulle ge upphov till en livstidsrisk på 1 ×10-5 (0,), vilket alltså är en mycket liten ökad cancerrisk med tanke på att vi ändå löper risk att drabbas av cancer. Det innebär dock att 1 av 100 000 individer skulle drabbas av cancer om dessa ständigt exponeras för en sådan genomsnittlig halt , vilket för del skulle motsvara ca 1 fall . Dessa lågrisknivåer avser alltså livslång Undersökning från jämte bilagorna Om exponeringen sker , så antas risken minska i motsvarande grad. Riskuppskattning enligt U.S. Det amerikanska , U.S. EPA, har beräknat cancerriskens storlek (för såväl genotoxiska som icke-genotoxiska cancerogener) genom att anpassa dos-responsdata från djurförsök till en matematisk modell och utifrån kurvans lutning beräkna risken vid låga doser. Metoden innebär att man gör en rad antaganden som tende- rar att överskatta risken. Bland annat använder man sig av den 95- procentiga övre konfidens-intervallsgränsen på kurvans lutning för att beräkna riskens storlek. Den modell man använder kallas för en lineari- serad flerstegs-modell, som är linjär i lågdosområdet. För att översätta risken för försöksdjur till risken för människa räknar man om dosen från t.ex. mg/kg kroppsvikt och dag till en dos som är närmare relaterad till kroppsytan, vilket antas vara ett mer rättvisande jämförelsemått mellan arter. För råttcancerstudien med akrylamid användes en art- omvandlingsfaktor på 7 vid omräkning från råtta till människa, vilket medför att människan betraktas som i motsvarande grad mer känslig än råttan. Den modell som EPA använder anses vara konservativ på så sätt att den troligen inte undervärderar risken. EPA har använt den för såväl genotoxiska som icke-genotoxiska cancerogener, men enligt vår upp- fattning bör den dock endast användas för genotoxiska cancerogener. EPA kommer troligen att revidera sina anvisningar för kvantitativa cancerriskberäkningar, där mer utrymme kommer att ges åt biologiska faktorer som kan inverka på tumöruppkomsten såsom t.ex. cytotoxicitet eller skillnader mellan försöksdjur och människor vad gäller hur ämnet fördelas och omvandlas i kroppen. Man kommer också att använda en förenklad matematisk modell för att understryka osäker- heten i beräkningarna. Akrylamid har givit upphov till tumörer i flera olika organ, framför allt hos råtta, men även hos mus. Honråttorna var känsligast. EPA har beräknat cancerrisken för människa utifrån den sammanlagda inciden- sen av tumörer i centrala nervsystemet, bröstkörtlar, sköldkörtel, liv- moder och munhåla hos honråttorna. Livstidsrisken angavs till 4,5 ×10-3 vid ett dagligt intag om /kg kroppsvikt. Utifrån detta har sedan risken med akrylamid i dricksvatten beräknats till 1,3 ×10-4 per mg/l vatten. Vid risknivån 1 ×10-5 skulle detta då motsvaras av /l i dricksvatten (, 1993; EPA, 1990a). 208 Undersökning från jämte bilagorna EPA har också gjort en kvantitativ cancerriskuppskattning för me- tylolakrylamid, som baseras på den totala incidensen av tumörer i lunga, lever och Harderianska körteln hos hanmöss, som var det känsligaste könet. Med samma modell som för akrylamid beräknades livstidsrisken till 7,6×10-4 vid ett dagligt intag av /kg, vilket är lägre risk än för akrylamid (EPA, 1990b). Riskuppskattning och gränsvärden enligt WHO och EU WHO har i sina rekommenderade gränsvärden för dricksvatten (WHO, 1993) räknat med en lägre risk än EPA eftersom man inte tagit in någon art-omvandlingsfaktor vid beräkning av human cancerrisk uti- från rått-cancerstudien och hamnar därför på en högre halt, /l vid risknivån 1 ×10-5. Inom EU föreligger ett förslag till gränsvärde för akrylamid i dricksvatten på /l som enligt uppgift från Livsme- delsverket är satt efter riskbedömning enligt WHO, men vid risknivån 1×10-6. Det ska noteras att i den typ av EU-dokument som vi har använt som en huvudreferens, och som ingår i EU:s program för existerande ämnen, så görs inga kvantitativa cancerriskuppskattningar i bedöm- ningarna av om riskreducerande åtgärder behöver sättas in eller ej. Det framhålls att något tröskelvärde inte kan anges för genotoxiskt verkan- de carcinogener, men sägs att det inte råder allmän enighet om vilken metod som kan rekommenderas för riskbedömningen. Ett pragmatiskt angreppssätt rekommenderas därför vid bedömning av enskilda kemikalier (EU, 1996). I dokumentet om akrylamid (EU, 1997) sägs att även om det är tänkbart att det finns en tröskelnivå för cancer och mutagena effekter så kan en sådan inte identifieras. Cancer- riskens storlek vid yrkesmässig eller omgivningsexponering kan inte klart anges. Eftersom ingen tröskel kan anges under vilken det inte finns någon risk drar man dock slutsatsen att exponeringen bör reduce- ras så långt möjligt. Cancerriskuppskattning baserad på dosimetri Den av amerikanska EPA tillämpade metoden för uppskattning av cancerrisker bygger på ett antal schablonm ässiga antaganden, som görs för att överbrygga luckor i vår kunskap. Detta gäller t.ex. sk illnader mellan försöksdjur och människor med avseende på omvandling i kroppen, avgiftning och utsöndring av giftiga substanser. Undersökning från jämte bilagorna också en bristande kunskap om hur olika tumörer uppkommer i djur och människor. Så kallade genotoxiska carcinogener leder till en förhöjning av can- cerrisken genom att reagera med kroppscellernas arvsmassa, DNA, och därigenom förorsaka mutationer med förändrade egenskaper som följd. Om de nya egenskaperna är av visst slag, kan de leda till uppkomst av en tumör. Det torde vara uppenbart att om en substans (eller ämnesom- sättningsprodukt) med förmåga att reagera med DNA stannar i kroppen på grund av långsammare avgiftning/utsöndring, så kommer den att ge upphov till fler förändringar i DNA, med ökad sannolikhet för uppkomst av en tumör. Om avgiftningen skulle vara mycket snabb, blir substansen mindre farlig ur denna aspekt. Bland annat för att på ett säkrare sätt kunna ta hänsyn till skillnaden i avgiftningshastighet mellan ämnen och mellan försöksdjur och män- niskor har en forskargrupp i definierat dos som upptagen mängd per kg kroppsvikt multiplicerad med uppehållstiden i kroppen. Metoder för att mäta en så definierad dos i människor och djur har utvecklats; dessa metoder omfattar analys av produkter av reaktion med (addukter till) blodproteiner, såsom hemoglobin, samt bestämning av respektive reaktionshastigheter. Detta har medgett att EPA:s schablonmässiga beräkningssätt ersätts med uppmätta värden på doser i kroppen, något som ökar tillförlitlig- heten hos risker som uppskattas genom extrapolation från försöksdjur till människa. Denna ansats har av (se et al., 1998) tillämpats på akrylamid, med mätning av doser i råtta och människa av den med DNA reagerande och mutationsframkallande metaboliten glycidamid. Det värde på riskens storlek som därvid beräknas är något högre än EPA:s värde (se Tabell 5, additiv modell med dosi- metri)(et al., 1998). Riskuppskattning med multiplikativ modell En vidareutvecklad riskmodell har baserats på studier som visar att det inte är den absoluta riskökningen (t.ex. uttryckt som % av antalet exponerade djur eller av antalet exponerade människor) utan den relativa riskökningen (uttryckt som % av resp. bakgrundsrisker d.v.s. av antalet djur eller människor som av andra skäl än den undersökta exponeringen drabbas av cancer), som på ett sätt är proportio- nell mot dosen. Data talar för att den relativa riskökningen per dosen- het i hög grad är oberoende av tumörtyp, kön, djurstam och art (inkl. människa). Tillämpas denna multiplikativa modell på akrylamid, med hänsyn till dosen av glycidamid per upptagen mängd akrylamid per kg 210 Undersökning från jämte bilagorna kroppsvikt, erhålles en risk för dödsfall i cancer som är 3 á högre än den av EPA beräknade (se Tabell 5, multiplikativ modell) (et al., 1998). Det måste betonas att mekanismerna för canceruppkomst är ofullstän- digt kända och att alla extrapoleringar från höga till låga doser, från livslång exponering till korttidsexponering, och från försöksdjur till människa innebär stora osäkerheter. Resultatet av sådana beräkningar kan i allmänhet inte verifieras genom experimentella eller epidemiolo- giska studier. Olika modeller och antaganden kan leda till olika svar. Det föreligger också alltid statistiska osäkerheter, vilkas storlek framför allt beror på kvaliteten hos djurexperimenten. Som nämndes ovan måste akrylamid betraktas som genotoxisk, var- för extrapolering av cancerrisken till låga doser kan anses berättigad. Det går dock inte att bedöma hur stort inflytande en eventuell hormo- nell påverkan kan ha haft på cancerincidensen i råttförsöken och där- med ha lett till överskattning av risken. Föreliggande data från djurför- sök tillåter inte att en sådan påverkan kan uteslutas, men dessa data visar inte heller någon signifikant avvikelse från en linjär modell. EPA rapporterar övre konfidensgränsen för den beräkna- de risken, d.v.s. det högsta värdet i det intervall som sanno- likhet täcker riskens sanna – men okända – storlek om man accepte- rar en lineariserad beräkningsmodell. Av bl.a. detta skäl anses EPA:s riskvärden som konservativa, d.v.s. att de i varje fall inte underskattar riskerna. Cancerriskuppskattningarna för akrylamid enligt et al, baserade på dosimetri genom hemoglobinadduktmätningar och en multiplikativ modell, som i princip kan förbättra uppskattningen om man utgår ifrån att en lineariserad modell bäst beskriver risken, gav dock ett ännu högre riskestimat. Hemoglobinaddukter som mått på upptag och intern dos I ett fall som akrylamid som kan tas upp på olika vägar (via inandning, genom huden eller via dricksvatten och livsmedel) och där dessutom exponeringsmönstret är oregelbundet är det praktiskt omöjligt att uppskatta exponeringen genom analyser i miljön. Reaktiva ämnen eller deras reaktiva metaboliter har ofta en mycket kort livslängd i kroppen (<1 sekund till timmar) och upptag i kroppen kan därför ej mätas genom analys av ämnena som sådana. Däremot kan stabila reaktions- Undersökning från jämte bilagorna produkter (addukter) med kroppsegna molekyler utnyttjas för analys av upptag och dos i kroppen. Metoder har utvecklats för analys av adduk- ter till blodfärgämnet hemoglobin. För att kunna beräkna dos från en adduktnivå krävs kännedom om reaktionshastighet för bildning av addukten och livslängden hos hemoglobinet och dessutom tiden för exponering. I fallet med exponeringen för akrylamid vid är mätning av addukter enda möjligheten att uppnå ett mått på hur mycket som tagits upp och få ett mått på dosen i kroppen. För geno- toxiska ämnen eller metaboliter gäller att halterna av addukter till hemoglobin och DNA är proportionella. Mätning av hemoglobinad- dukter utgör därför ett indirekt mått på samtidig bildning av DNA- addukter och utgör sålunda en utgångspunkt för uppskattning av can- cerrisk. Även upptag av vissa neurotoxiska och allergiframkallande ämnen kan mätas på detta sätt. Beträffande akrylamid är ämnet självt neurotoxiskt medan dess metabolit glycidamid är DNA-skadande och cancerriskförhöjande. Man bör understryka att hemoglobinaddukter används som ett mått på dosen i kroppen av det reaktiva ämnet; det är ingen observerad skadlig effekt. Det har utvecklats en metod för att mäta addukter till N-terminalt valin i hemoglobin och denna har tillämpats på akrylamid. Addukter av akrylamid och metaboliten glycidamid har bestämts i exponerade djur och människor. Förhållandet mellan adduktnivåer och doser av de båda ämnena har bestämts i råtta och i människa. Detta innebär att från en bestämning av nivån av addukter från akrylamid, som är något lättare att bestämma, kan man sluta sig till nivån av glycidamidaddukter och motsvarande dos. Denna dos kan sedan räknas om till upptagen dos i mg/kg kroppsvikt och dag (et al., 1998). Rhoca innehåller både akrylamid och N-metylolakrylamid. Båda dessa komponenter har ingått i exponeringen i samband med tunnel- bygget genom . I preliminära undersökningar observera- des överraskande att hemoglobinaddukter från metylolakrylamid i något steg vid analysen omvandlas till motsvarande addukt av akryla- mid. Sålunda utgör analysdata för addukt från akrylamid summan av addukterna från de båda komponenterna. Den carcinogena potensen hos metylolakrylamid är mycket lägre (10 – lägre enligt den multiplikativa modellen och lägre enligt EPA:s riskuppskattning- ar) än akrylamidens, och en skillnad om en faktor 3 – 5 föreligger beträffande neurotoxicitet. De cancerrisker som beräknats utifrån halter av akrylamidaddukt är sålunda överskattningar, vilkas storlek beror på andelen metylolakrylamidaddukt i de bestämda värdena. Metoder för att avgöra hur stor denna andel utgör har skissats. 212 Undersökning från jämte bilagorna I tabellen nedan sammanfattas de kvantitativa cancerriskuppskattningar för akrylamid som tagits fram av WHO (1993), EPA (EPA, 1990; , 1993) och et al. (1998). Som framgår skiljer det en faktor 25 (38) mellan de högsta och lägsta estimaten. Något försök att utvärdera de olika modellernas relevans har ej gjorts i detta sammanhang. Uppskattning av livstids-cancerrisken för människa från akrylamid, beräknat med olika metoder på bas av cancertest i råtta. (totalt intag) Lineariserad flerstegsmodell, additiv (WHO, utan art-omvandlingsfaktor) Lineariserad flerstegsmodell, additiv (EPA, med art-omvandlingsfaktor) Linjär modell med dosimetri, additiv (, se et al., 1998) modell (et al., 1998) x) Avser risk relativt bakgrundsincidensen för cancerdöd. Kan multipli- ceras med en faktor 1,5 för jämförelse med övriga risksiffror i tabellen som avser insjuknande i cancer. En bedömningsgrupp bestående av , , , , samt har på uppdrag av EU och Amerikanska EPA utfört riskbedömning av akry- lamidens genetiska effekter. På grundval av data från experimentella studier på djur samt metabolisk och mekanistisk information har risken för genetiska skador orsakade av akrylamid uppskattats (Dearfield et al., 1995). Riskbedömningen baserades dels på en direkt extrapoleringsmetod och dels på en metod som baserades på en beräkning av fördubblings- dosen (den dos som inducerar en mutationsfrekvens som är lika stor som den spontant förekommande). Undersökning från jämte bilagorna Antal nya genetiska sjukdomar efter ett antaget genomsnittligt intag via födan på /kg kroppsvikt och dag uppskattades (på basen av uppkomna genmutationer i djurförsök) till mellan 7,3 x 10 -5 med den modell som byggde på för dubblingsdos och 4,3 x 10-3 med den direkta extrapoleringsmodellen per miljon barn från exponerade föräldrar. Alltså upp till 0,0043 skadade per miljon barn. Baserat på hudupptag vid en nivå som beräknats förekomma vid arbetet i d.v.s. vid ett dagligt genomsnittligt upptag motsvarande ca /kg kropp- svikt, skulle beräkningar baserade på inducerade genmutationer i möss motsvara ett tillskott av 0,05 och 3,2 skador per miljon födda barn från exponerade fäder. Beräkningar baserade på kromosomala förändringar anger antal som ligger mellan 0,2 och 23,8 skador per miljon. Dessa senare beräkningar gäller dock för skador orsakade i sena spermiesta- dier (se kapitlet genotoxiska effekter av akrylamid och glycidamid), som enbart kommer till uttryck under den tiden som exponeringen pågår och kort därefter d.v.s. bara under de exponerade spermiernas livstid. Beräkningarna bygger på ett antal mer eller mindre osäkra uppskatt- ningar när det gäller extrapoleringar från mus till människa. Vidare ingår antaganden om den spontana mutationsfrekvensen hos människa och antalet genloci där sjukdomsalstrande mutationer kan inträffa. Osäkerheten i siffrorna är således stor men utvärderingsgruppen har ansett att metoden som baseras på fördubblingsdosen är mest tillförlit- lig (Dearfield et al., 1995). 214 Undersökning från jämte bilagorna Gränsvärden och rekommendationer om intag Akrylamid har klassats av Kemikalieinspektionen (KIFS 1997:5) som giftigt vid kortvarig exponering och medför risk för allvarliga hälso- skador vid långvarig exponering via inandning, hudkontakt och förtä- ring (R48/23/24/25). Det internationella cancerforskningsinstitutet har klassat akrylamid som troligen cancerframkallande för människa (grupp 2A). Inom EU är det klassat som cancerframkallande (kategori 2; bör anses cancerframkallande för människor), och den svenska riskfrasen anger att det kan ge cancer (R45). Akrylamid är också klassad med kan ge ärftliga genetiska skador (R46, kategori 2). Det är endast mycket få kemikalier som fått denna klassning, som bygger på de påvisade ärf tliga genotoxiska effekter som redovisats ovan i avsnittet Genotoxicitet. Personer som yrkesmässigt använder eller kommer i kontakt med akrylamid är den grupp som kan förväntas få den högsta exponeringen. Som framgick av avsnittet om upptag och metabolism, så tas akrylamid upp lätt genom huden, varför skyddshandskar och skyddskläder re- kommenderas. Det gränsvärde som finns för akrylamid i arbetsmiljön gäller halter i luft och är satt till /m 3. WHO har beräknat högsta acceptabla dagliga intag () av akry- lamid för människa baserat på försöksdjursdata. Data från fallrapporter och epidemiologiska undersökningar på människa saknar i allmänhet uppgifter om exponering, varför de ej har kunnat ligga till grund för en kvantitativ riskuppskattning. Vid WHO:s utvärdering var den första cancerstudien på råtta ännu ej färdig, och informationen angåen- de reproduktionstoxiska effekter ansågs alltför ofullständig för att kunna utgöra bas för riskuppskattning för människa. Bedömningen byggde därför på iakttagna neurotoxiska effekter på försöksdjur. Den lägsta-effektnivå som då hade rapporterats var kroppsvikt och dag hos råtta vid administrering . SOU 1998:60 Undersökning från jämte bilagorna 215 skulle hos människa motsvara /kg kroppsvikt under antagandet att den toxiska dosen är närmare relaterad till kroppsyta än till kropp- svikt i jämförelse mellan arter. En säkerhetsfaktor på 10 gav ADI- värdet /kg och dag (/kg och dag). Detta avser lång tids exponering och gäller även allmänhetens exponering för akrylamid. Det amerikanska har gjort en riskbedömning av akrylamid med avseende på neurotoxiska effekter (, 1993). Den grundas huvudsakligen på en studie av Burek et al. (1980), i vilken 344 råttor erhöll akrylamid i dricksvattnet . Halterna i dricksvatten motsvarade ungefär 0, 0,05, 0,2, 1, 5 och /kg kroppsvikt och dag. Tecken på förlamning av bakbenen observe- rades endast i den högsta dosgruppen, men vid mikroskopisk undersök- ning av ischiasnerven påvisades nervskador även vid lägre doser. Vid /kg och dag påvisades skador med elektronmikroskopi, men inte med ljusmikroskopi. Skadorna var reversibla vid undersökning .