B R O M E R A D E F L A M S K Y D D S M E D E L

B R O M E R A D E F L A M S K Y D D S M E D E L - Litteraturstudie och epidemiologisk studiedesign - Basgrupp 8, T4 Lucas Cleeve Martin Eriksson Cecilia Gustavsson Petter Hollertz Sara Johansson Kristina Loinder

INNEHÅLLSFÖRTECKNING BAKGRUND... 2 TOXIKOLOGI... 3 POLYBROMERADE DIFENYLETRAR PBDE... 3 TETRABROMOBISFENOL-A TBBP-A... 5 HEXABROMOCYKLODODEKAN HBCDD... 6 POLYBROMERADE BIFENYLER - PBB... 6 EPIDEMIOLOGISK STUDIEDESIGN... 7 HYPOTES... 7 STUDIETYP... 7 STUDIEPERIOD... 7 STUDIEBAS... 7 KOHORT... 8 KONTROLLGRUPP... 8 STUDIENS PRECISION... 8 FELKLASSIFICERING, TÄNKBARA KÄLLOR... 8 FÖRVÄXLINGSFAKTORER (CONFOUNDING FACTORS)... 9 BORTFALL... 9 UTFALLSMÅTT... 9 PREVENTION... 10 REFERENSER... 11 1

BAKGRUND Flamskyddsmedel används i plastdetaljer, textilier, möbelstoppning och i andra syntetiska material där ett gott brandskydd erfordras (tabell 1). Inredning i fordon flamskyddas regelmässigt, liksom inredningar på offentliga platser. I stort sett alla elektroniska och elektriska apparater innehåller bromerade flamskyddsmedel (bromated flame retardants, BFR). De utgör en heterogen grupp ämnen avseende kemisk struktur och biologisk verkan (1,2). Polybromerade difenyletrar (PBDE) och tetrabromobisfenol-a (TBBP-A) står vardera för en tredjedel av flamskyddsmedlen, medan resten utgörs av hexabromocyklododekan (HBCDD), polybromerade bifenyler (PBB) och andra ämnen. (3) De bromerade flamskyddsmedlen utgjorde år 2000 39 % av världens flamskyddsmedelsproduktion (4). Ämne PentaBDE OktaBDE DekaBDE TBBP-A HBCDD Exempel på användningsområden Möbelstoppning Textilier Plaster i elektrisk och elektronisk utrustning Plaster i kåpor och höljen till elektrisk och elektronisk Kontorsutrustning Plaster i elektrisk och elektronisk utrustning Gummikablar Textilier Möbelstoppning Kretskort Plastinkapsling av elektroniska komponenter Kåpor och höljen till elektrisk och elektronisk utrustning Plaster i byggnadsmaterial och förpackningsmaterial Plaster i elektrisk och elektronisk utrustning Textilier och möbelstoppning, bl.a. i transportmedel Isoleringsmaterial i vägar och järnvägsbankar Tabell 1. Exempel på internationella användningsområden för vissa bromerade flamskyddsmedel. Modifierad från (2) Flamskyddsmedlen kan antingen adderas till eller reagera med polymeren. Reaktiva flamskyddsmedel bildar kovalenta bindningar med polymeren, medan de additiva i oförändrad form blandas i materialet. De sistnämnda är därför mer benägna att läcka ut i omgivningen. Vissa flamskyddsmedel kan ha antingen reaktiva och additiva egenskaper, beroende på vilket typ av material som ska flamskyddas (5,6). En polymers normala brandförlopp kan delas in i fyra faser: upphettning, sönderfall, antändning och förbränning. Vid upphettning av en polymer bildas fria radikaler, vilka vid oxidering medverkar till antändningen. De bromerade flamskyddsmedlen fördröjer brand på kemisk väg, då de bildar vätebromid som reagerar med och oskadliggör de fria radikalerna. Flamskyddsmedlen kan även påverka smältpunkt och andra egenskaper hos polymeren (5). Eftersom flamskyddet bör hålla under hela produktens livslängd är flamskyddsmedlen medvetet framställda för att vara svårnedbrytbara. Detta ställer dock till problem när de ansamlas i naturen (4). I Sverige sker ingen produktion av BFR. Istället importeras ren kemikalie, som tillsats i plasteller gummiråvara eller i färdiga produkter. Det saknas idag en helhetsbild över vilka flamskyddsmedel som förekommer i landet, eftersom kemikalieinspektionen endast registrerar kemiska produkter och således inte innehåll av flamskyddsmedel i andra varor. Enligt Kemikalieinspektionen beräknas minst 85 %, troligtvis mer, av BFR som kommer till Sverige varje år komma i form av importerade, färdiga produkter (2). År 2005 fördes ca 200 ton bromerade flamskyddsmedel in i Sverige som råvara till industrin (7). 2

Den 1:a juli 2006 infördes, genom EU-direktivet 2002/95/EG, ett förbud mot användning av polybromerade bifenyler (PBB) och polybromerade difenyletrar (PBDE), undantaget dekabde (8). Den 1:a januari 2007 infördes i Sverige ett förbud även mot dekabde vilket innebär att varor eller flamskyddade delar till dessa inte får släppas ut på marknaden om de innehåller en halt dekabde som överstiger 0,1 viktprocent. Elektronik som harmoniserar med EU-direktiven 2005/95/EG och fordon är dock undantagna från förbudet mot dekabde (9). Regeringen gav 2005 Kemikalieinspektionen uppdrag att granska förutsättningarna för ett nationellt förbud av HBCDD och TBBP-A. Inget beslut i frågan är ännu taget, och EU:s riskbedömningar av dessa ämnen är inte heller färdiga (10). Sverige leder just nu EU:s arbete med en riskbedömning av HBCDD, medan Storbritannien leder arbetet med en riskbedömning av TBBP-A (4). Kemikalieinspektionen anser idag att EU har goda förutsättningar för att reglera användningen av de bromerade flamskyddsmedel som är mest skadliga eller står för de största volymerna. Kemikalieinspektionen tillbakavisar också kritiken mot EU:s långsamhet i arbetet med att begränsa farliga ämnen. De menar att processen visserligen tagit tid, men att man nu kan uppvisa resultat (2,4,10). Toxikologi Eftersom de bromerade flamskyddsmedlen är en stor och heterogen grupp ämnen är det svårt, för att inte säga omöjligt, att uttala något generellt om deras eventuella biologiska verkan hos människor och djur. Kunskaperna om effekterna varierar också stort från ämne till ämne. Om de mest använda varianterna av bromerade flamskyddsmedel, PBDE, TBBP-A, HBCDD och PBB finns viss kunskap, om än ofullständig, gällande skadeverkningar i miljön och hos människor. Generellt kan sägas att det finns belägg för att olika bromerade flamskyddsmedel kan påverka biologiska processer som nervsignalering, (11,12) bildning av syreradikaler, (12) induktion av enzymer (13) och orsaka hormonella störningar (14). Betydelsen av dessa fynd för människors hälsa får dock sägas vara ytterst osäker eftersom några detekterbara effekter vid de koncentrationer som uppmätts hos människor inte säkert kunnat fastställas. De doser som i djurförsök visats ha effekter och de doser som människor utsätts för respektive de koncentrationer som påvisats hos människor skiljer sig i allmänhet åt med en faktor 100 000 eller mer. Observationer av ökande halter bromerade flamskyddsmedel, främst PBDE, i modersmjölk från början av 1970-talet fram till ca 1998 (15) har dock föranlett viss oro och bidragit till insättandet av åtgärder för att minska spridningen till människor och miljön. Polybromerade difenyletrar PBDE O Fig. 1 PBDE (tv) och PCB (th), två strukturellt lika molekyler. Cl Cl Tre olika PBDE finns kommersiellt tillgängliga, penta-, okta- och dekabde, men alla innehåller en blandning av de 209 olika kongener som finns, vilket gör produkten mer komplex än den enskilda kongenen (1, 16). PBDE är lipofila och har stor likhet med PCB (fig. 1), vilket gör att man misstänker att dessa ämnen kan ha en liknande toxicitet (2). PentaBDE är det bromerade flamskyddsmedel som har bedömts ha störst biologisk effekt, men på grund av förbud och ändrad produktion är det numera är dekabde som tilldrar sig en stor del av intresset. DekaBDE står för 80 % av den totala produktionen och anses ha lägst toxicitet (1). Nedbrytning av decabde kan dock skapa kongener som liknar pentabde, det vill säga molekyler med färre bromatomer (17, 18). 3

Viktigast av de effekter som kunnat detekteras hos försöksdjur är beteendeförändringar hos uppväxande individer. Orsaken till neurotoxiciteten är okänd, men antas kunna bero på den störning av tyreoideahormonnivåer som uppträder vid exponering för ett antal olika PBDE (3). Mekanismen för detta är osäker men kan bero på konkurrerande bindning till transportproteinet transtyretin eller genom induktion av de enzym som är verksamma i nedbrytningen av tyreoideahormon (13). De strukturella likheterna mellan PBDE och tyreoideahormonerna är stora (fig. 2). Förstoring av tyreoidea blir konsekvensen av den hormonella rubbningen. Ytterligare en tänkbar orsak till neurotoxicitet är den atypiska apoptos bland granulära celler från cerebellum som vissa PBDE visats åstadkomma in vitro (19). Studier på cellinjer från råttor har kunnat visa att pentabde hämmar upptaget av dopamin och glutamat vilket kan vara av betydelse för neurologisk utveckling samt spekulativt även för utveckling av Parkinsons sjukdom. (11). Fig. 2 De strukturella likheterna mellan PBDE och TBBP-A och tyreoideahormonerna är stora. Vissa PBDE har i likhet med bl.a. dioxiner setts binda till Ah-receptorn och förefaller antagonistiskt motverka den hepatiska induktion av CYP-enzymer som vissa dioxiner ger upphov till (20). Trots detta har flera av PBDE hepatotoxisk verkan och andra enzymer än de i CYP-systemet induceras. I försök över längre tid med råttor exponerade för oktabde har denna PBDE visats ge upphov till leverförstoring och även levertumörer. OktaBDE är också den PBDE som visats ha teratogena egenskaper (21). En studie på fabriksarbetare exponerade för höga doser bromerade flamskyddsmedel (PBB och PBDE) har kunnat visa ökad förekomst av primär hypotyreoidism, neuromuskulära defekter och hudförändringar. I övrigt finns inga studier som visat att PBDE skulle medföra hälsorisker för människor. (21) Utsläpp av PBDE sker vid tillverkning och behandling av flamskyddade produkter, men läckage kan ske under produktens hela livslängd, eftersom PDBE tillsätts additivt. Exponeringen sker därefter via diet eller inhalation, följt av ackumulering i fettväven. Bioackumulation har setts i fet fisk, vilket sedan blir en möjlig exponeringskälla för människa. Inhalation av PBDE sker främst inomhus/på arbetsplatsen, då PBDE sprids via partikelfraktionen i luften. Människor som arbetar med återvinning av elektronikavfall, samt datortekniker exponeras i särskilt stor utsträckning (1). Biotillgängligheten är stor, även vid höga molekylmassor, men halveringstiden skiljer sig mellan olika kongener. BDE-47, som är 4

den vanligast funna kongenen hos människa verkar vara väldigt persistent, även om viss metabolisering har setts hos möss (1). Förbränning av PBDE innebär en risk för omvandling till olika dibenzodioxiner- och furaner, vilka är toxiska genom att påverka immunsystemet, reproduktionen och kan orsaka tumörer (2). Tetrabromobisfenol-A TBBP-A Tetrabromobisfenol-A är ett persistent ämne, med låg flyktighet och vattenlöslighet (fig. 3). TBBP-A tillverkas inte inom EU, men industriell hantering kan dock föranleda utsläpp (2). Den HO OH mängd som läcker från flamskyddade material anses vara Fig. 3 Tetrabromobisfenol -A mycket liten, då 90 % av TBBP-A tillsätts reaktivt. Ämnet binder sig starkt till jord, och vid direkt utsläpp i vatten, framförallt till sedimentet. I luften finns endast en mycket liten del och väl där ses en reaktion med dels hydroxyradikaler, dels UV-ljus, vilket resulterar i olika metaboliter med okänd betydelse för miljön. Det finns en risk att TBBP-A sprids till odlingsmark om dessa gödslas med slam från reningsverk, då ämnet påvisats i slamprover. TBBP-A har uppmätts i blodplasma, framförallt hos individer som yrkesexponerats, men även hos allmänheten och man har även mätt låga halter i bröstmjölk. Det är dock oklart om dietärt upptag, eller kontakt med flamskyddade material är den huvudsakliga upptagsmekanismen, då exponeringen för allmänheten anses mycket låg. Några tecken på ackumulering i vävnad finns ej (10). TBBP-A är toxiskt för vattenlevande organismer (10), men hos människor bedöms dock giftigheten vara mycket låg. Främst tros den låga effekten bero på att ämnet inte ansamlas i människor och dessutom utsöndras snabbt. Därmed uppnås inte tillräckligt höga koncentrationer för toxisk effekt (12). Ett antal olika toxiska mekanismer har dock kunnat identifieras vid koncentrationer ca 10000 100000 ggr högre än vad som uppmätts hos människor. In vitro-försök har visat att TBBP-A binder kompetitivt till humant transtyretin (TTR) ca tio gånger starkare än tyroxin. Detta talar för att även TBBP-A skulle kunna verka störande på tyreoideafunktionen genom ökad nedbrytning av de från TTR bortträngda tyreoidea-hormonerna (22) samt genom hämning av tyreoideahormonreceptorn (23). Även TBBP-A påminner strukturellt om tyreoideahormonerna (fig. 2). Försök med humana cellkulturer av granulära celler från cerebellum har visat att TBBP-A ökar glutamatsignalering, intracellulärt kalcium, bildning av fria syreradikaler och celldöd genom atypisk apoptos (12) I cellinjer från råttor hämmar TBBP-A upptaget av flera neurotransmittorer (GABA, glutamat, dopamin) (11). Dessutom har vissa TBBP-A setts ha immunosupprimerande effekt genom att hämma uttrycket av CD25 ( -subenheten i IL-2- receptorn) på immunceller från försöksråttor (24). TBBP-A har således potentiellt förmågan att störa tyreoideahormonnivåer samt verka neurotoxiskt och immunosupprimerande. På grund av de stora skillnaderna mellan de nivåer som krävs för toxisk effekt, de låga nivåer som uppmäts i människor och dess obetydliga förmåga att ansamlas i människokroppen har TBBP-A hittills inte bedöms utgöra någon hälsorisk för människor (10). 5

Hexabromocyklododekan HBCDD Hexabromocyklododekan (fig. 4) är ett lipofilt, cykloalifatiskt kolväte, som finns i tre stereoisomerer α, β, och γ (1). Huvudsakligen används HBCDD additivt för att flamskydda polystyren (frigolit) som används till isolering, men en liten del används även för flamskydd av textilier. Det sker varken produktion eller import av ren HBCDD till Sverige och den importerade Fig 4. HBCDD flamskyddade frigoliten står endast för 0,5 % av all användning. Spridning till miljön kan exempelvis ske vid produktion av ämnet (inom EU finns ingen sådan produktion), beredning av flamskyddade textilier (i Sverige används HBCDD ej inom textilindustrin) (10) samt när dessa flamskyddade material kasseras (3). Importerade uniformer som bärs av brandmän, militär och flygplanspersonal kan vara flamskyddade med HBCDD (10). I akvatiska miljöer ses bioackumulering och biomagnifiering av ämnet uppåt i näringskedjan (2). Liksom för TBBP-A finns risk för spridning via avloppsslam till åkermark och de där levande organismerna. Hos människa sker ackumulation främst i fettväv och muskler, följt av levern. Upptaget via oral tillförsel eller inhalation är fullständigt och viss absorption kan även ske via huden (10). Vid djurförsök har det krävts doser i storleksordningen gram per kilo kroppsvikt för att framkalla akuta toxiska effekter. Några effekter på människa har heller inte kunnat konstateras (3). De skadeverkningar som kunnat observeras, helt och hållet i djurmodeller, inbegriper neurotoxiska effekter, påverkan på inlärning och beteende hos möss som erhållit en dos strax efter födsel (25), samt induktion av mikrosomala enzym (26). Svaga belägg för carcinogenicitet, troligen medierad genom epigenetiska förändringar, finns också (3). Polybromerade bifenyler - PBB Polybromerade bifenyler är, med brom istället för klor i molekylen, identiskt med PCB (fig. 5) (3). Kommersiella produkter innehåller ofta Fig 5. PBB en till sex bromatomer. Ämnet är lipofilt och extremt persistent. Bioackumulering sker vid intag och toxiskt påverkan ses på en mängd olika organ och processer. Likt PCB kan PBB verka via Ah-receptorn, med hepatisk enzyminducering som följd, samt kan hämma cellens energiproduktion i mitokondrien (27). PBB har varit föremål för mycket intresse efter en stor olycka i Michigan 1973, då ett kemiföretag av misstag förväxlade magnesiumoxid med PBB, vilket sändes till bönder och blandades med djurfoder. Innan förgiftningen uppdagats spreds PBB via mjölk och ägg till en stor mängd konsumenter. Det är dock oklart vilka konsekvenser exponeringen fick, då kliniska fynd och symtom ej kunnat positivt korreleras mot mängden PBB i blod och/eller fettväv. (27, 28). I försöksdjur kan upprepad administrering ge upphov till många olika skador, bl. a. störning av tyreoideahormonerna (29), leverskador, leverförstoring (30) och tumörutveckling (31). 6

EPIDEMIOLOGISK STUDIEDESIGN Hypotes Vår hypotes är att personer som i sitt yrke utsätts för hög exponering av PBDE får lägre nivåer av tyreoideahormoner, jämfört med allmänbefolkningen. I tidigare studier har man kunnat påvisa olika typer av bromerade flamskyddsmedel i serum hos människor (3). Djurexperiment har visat påverkan på bl.a. tyreoidea (sänkta nivåer av TSH och T4) hos försöksdjur som exponeras för PBDEs (3). Farhågor har framförts att denna påverkan även skulle gälla hos människa, och vi vill undersöka om så är fallet. Studietyp Eftersom man i nuläget inte säkert har kunnat koppla specifika sjukdomsutfall till exponering för bromerade flamskyddsmedel kan vi inte genomföra en fall-kontrollstudie. Vi väljer istället att göra en prospektiv kohortstudie. Denna studietyp lämpar sig väl då den högexponerade gruppen är liten. En fördel gentemot en fall-kontrollstudie är också just möjligheten att kunna identifiera olika utfall av exponeringen. Studieperiod Studien kommer att pågå under 10 år. Eftersom man ännu inte kunnat fastställa att bromerade flamskyddsmedel alls ger upphov till sjukdom hos människa saknas också underlag för hur lång tid som krävs innan exponering leder till sjukdom. Kunskap saknas även om någon viss tröskelkoncentration måste nås för att skadeinitiering ska ske. Vi anser att 10 år kan vara en rimlig tidsutdräkt för att eventuella förändringar i tyreoideahormonstatus ska hinna uppstå. Kohorten kommer att kontrolleras med blodprovtagning två gånger per år, direkt före respektive direkt efter sommarsemestern. Före semestern är personerna exponerade (vilket vi tror visar sig som låga tyreoideavärden); efter semestern har de varit fria från yrkesexponering under en period, och eventuellt kan då skadorna (om de är reversibla) ha gått tillbaka (visar sig genom högre tyreoideavärden). I samband med blodprovtagningen vägs och mäts männen, för uträkning av BMI; de får samtidigt uppge tobaksvanor. Studiebas Vår studiebas utgörs av yrkesverksamma män i åldern 18-55 år. Vi väljer att endast inkludera män i studien, eftersom kvinnor i högre utsträckning än män drabbas av sköldkörtelrubbningar och vi antar att kvinnor dessutom är underrepresenterade bland datorreparatörer (se diskussion nedan, under Förväxlingsfaktorer ). Anledningen till 55- årsgränsen beror på att personerna ska kunna delta i 10 år från studiestarten och vara yrkesverksamma under den tiden. Vid rekrytering av såväl kohort som kontrollgrupp kommer först tillbörlig randomisering att ske. 7

Kohort Vi har valt att undersöka män som arbetar med reparation av datorer. Kohorten kommer främst att rekryteras från företaget Anovo Nordic (drygt 450 anställda) som idag är marknadsledande i Sverige inom området. Vid behov rekryteras ytterligare studiepersoner från andra liknande företag, såsom Tricom, eller reparationsavdelningarna för datorproducenter såsom IBM, HP eller Acer. Med yrket datorreparatör avses en golvarbetare som genom sin hantering av kretskort, m.m., utsätts för höggradig exponering av flamskyddad hårdvara. Kontrollgrupp Kontrollgruppen kommer att utgöras av allmänbefolkningen i de kommuner där Anovo Nordic har sina serviceenheter (och, om ytterligare rekrytering skulle behövas, där eventuella andra företag är verksamma). Kontrollgruppen består endast av män, som liksom kohorten är yrkesverksamma samt innehar en ålder mellan 18-55 år gamla. Män som jobbar inom andra yrken med känd hög exponering av bromerade flamskyddsmedel (såsom återvinning eller demontering av datorer, TV-apparater, mobiltelefoner) exkluderas ur studien. Studiens precision För att öka studiens statistiska power (dvs. för att studien med större säkerhet ska kunna påvisa huruvida det föreligger en skillnad mellan de olika grupperna) och eftersträva en låg α- respektive β-nivå (dvs. risken för typ 1- respektive typ 2-fel) behövs en adekvat studiepopulation. För att minimera kostnaderna kommer vi med hjälp av studiestorleksberäkning (powerberäkning) räkna ut den effektiva studiepopulationen, dvs. minsta antalet individer som behövs för att uppnå statistisk signifikans. I vår studie väljer vi en α-nivå på 0.05, respektive en β-nivå på 0,1. Därigenom hoppas vi att med 90 % säkerhet kunna fastställa huruvida exponering för PBDEs verkligen har skadlig inverkan på tyreoidea. (32) Felklassificering, tänkbara källor PBDEs är allmänt förekommande i de flesta människors vardagliga miljö och en tänkbar källa till felklassificering skulle kunna vara att vår studiepopulation inte skiljer sig i tillräckligt hög grad från den allmänna befolkningen med avseende på exponeringsgrad. Vi stödjer oss dock i vårt val av kohort på tidigare studier (33,34,35) som visat att demonteringsarbetare av elektronik har en förhöjd exponeringsnivå för bromerade flamskyddsmedel. Vårt resonemang grundar sig på antagandet att eftersom de i kohorten ingående personerna är utsatta både för bakgrundsexponeringen, som alla andra, och därutöver utsätts för sin yrkesspecifika exponering är deras sammanlagda exponeringsgrad signifikant högre än för den allmänna befolkningen. Tidigare studier tyder även på att så är fallet (33,34,35). Det kan även förekomma andra substanser i miljön, exempelvis PCB, som föreligger i högre koncentrationer än bromerade flamskyddsmedel (3), och som p.g.a. sin strukturella likhet med PBDEs skulle kunna ge likartade effekter. Vi tror dock att studiebasen är så homogent exponerad för dessa eventuella andra faktorer att de inte får något signifikant genomslag i vår studie. 8

Förväxlingsfaktorer (confounding factors) Vi har uteslutit kvinnor ur studiebasen därför att de annars skulle utgöra en betydande förväxlingsfaktor p.g.a. sin olika stora andelsrepresentation i den allmänna befolkningen respektive i gruppen datorreparatörer, i kombination med det faktum att prevalensen för tyreoideasjukdom är högre bland kvinnor än bland män. Sköldkörtelns hormoner påverkar ämnesomsättningen, men det gör även fysisk aktivitet. Kan det vara så att datorreparatörer sitter stilla i större utsträckning än den allmänna manliga yrkesverksamma befolkningen som ingår i vår studiebas, och därmed får en lägre ämnesomsättningsnivå än denna? Kan det kanske också vara så att man väljer detta yrke därför att man har ett stort datorintresse, och därför ägnar mer av sin fritid stillasittande framför datorn istället för att röra på sig? Och leder eventuella sådana skillnader i fysisk aktivitet till att datorreparatörer har en BMI-fördelning som skiljer sig från densamma i studiebasen? Man kan här även tänka sig en samverkan mellan en livsstil med låg fysisk aktivitet och en större anrikning/upplagring av PBDEs i den större mängden fettväv, som kan bli resultatet av ett stillasittande liv, och att denna högre PBDE-anrikning/mängd via påverkan på HPT-axeln nedreglerar den basala metabola nivån. För att undvika att dessa faktorer ska störa vår studie avser vi att stratifiera vårt studiematerial efter BMI i tre strata; för BMI < 25 kg/m 2, 25 30 kg/m 2 samt > 30 kg/m 2. Tobaksrökning ökar den basala metabolismen (36). Därför avser vi även att stratifiera studiematerialet i rökare och icke-rökare. Vid mätning av fysiologiska parametrar tittar man på om det uppmätta värdet hamnar inom referensintervallet, och därmed är normalt (= friskt), eller om det hamnar utanför referensområdet. Men eftersom man måste sätta gränsen någonstans, och eftersom individer är unika så kan enstaka värden/individer felaktigt klassificeras såsom avvikande med avseende på hormonnivåerna trots att dessa värden kanske var helt normala för just den individen. Det hänger samman med det faktum att detta är en observationsstudie och inte en experimentell studie, och att vi således inte har några före-värden. Vi kan tänka oss en effektmodifierande effekt vid samtidig exponering för andra fettlösliga xenobiotika, som också binder in till kärnreceptorer och förstärker eller försvagar effekterna av PBDE. Påverkan kan ske genom inducering av enzymer involverade i Fas 1- och Fas 2- reaktionerna och därmed förändrade halveringstider för hormoner. Andra lipofila xenobiotika kan även ge ett förändrat genuttryck av steroid- och tyreoideahormonbärande serumproteiner, vilket påverkar den fria/aktiva fraktionen av dessa hormoner. Vi utgår dock från att denna exponering inte skiljer sig mellan den exponerade kohorten och studiebasen (se diskussion ovan). Bortfall För att minimera bortfallet i studien så avser vi att genomföra de aktuella provtagningarna på arbetsplatsen. Utfallsmått Vi mäter TSH, T4, samt noterar diagnosticerade tyreoideasjukdomar. Vi anlitar samma laboratorium för samtliga provanalyser. Vi vill helst också att analysmetoden är densamma 9

under hela undersökningsperioden och om så inte är fallet ser vi till att få en ordentlig kalibrering/normalisering av de olika metoderna gentemot varandra, så att våra data blir omräkningsbara och tillförlitliga. Vi väljer att mäta tyreoidearelaterade hormon eftersom det är ett relativt konkret, kvantitativt mått, och eftersom man i djurstudier har sett samband mellan exponering för PBDEs och sänkta nivåer av sköldkörtelhormon (13). Vi kommer att använda de uppmätta värdena till att beräkna incidensrat för avvikande tyreoideahormonnivåer i den exponerade kohorten resp. i studiebasen, och genom att dividera dessa med varandra kommer vi att beräkna ratkvoten, dvs. den relativa risken för avvikande/sänkta sköldkörtelhormonnivåer i vår PBDE-exponerade kohort i förhållande till icke PBDE-exponerade individer. Prevention Även om man ännu inte har sett några konkreta effekter på människor vid exponering för låga halter av bromerade flamskyddsmedel, har dessa visat sig ha toxiska och bioackumulativa egenskaper, liknande dem för PCB, i framförallt akvatiska ekosystem (37). Enbart det faktum att man inte har tillräcklig kunskap om dessa kemiska föreningars påverkan torde vara anledning nog att använda dem med försiktighet. Det finns naturligare alternativ till att använda bromerade flamskyddsmedel, exempelvis en större användning av metall och läder som ersättningsmaterial för flamskyddade plaster, och utveckling av släckningssystem i elektroniska apparater. Vid oundvikligt arbete med PBDEs rekommenderar vi skyddsmundering (mask, kläder) och bättre ventilation. Vi vill också för säkerhets skull informera om/avråda gravida kvinnor från exponering för PBDEs, och de bör uppmärksammas på betydelsen av normala tyreoideahormonvärden för fosterutvecklingen, för att undvika t.ex. kretinism. 10

REFERENSER 1. Bergman, Å., Hagmar, L., Höglund, P., Sjödin, A. 2002. Polybrominated diphenyl ethers: route, dose, and kinetics of exposure to humans. Biomarkers of environmentally associated disease. Kap.32 2. Kemikalieinspektionen. 2003. omerade flamskyddsmedel Förutsättningar för ett nationellt förbud. KEMI-Rapport. 4:33-39 3. Darnerud, PO. 2003. Toxic effects of brominated flame retardants in man and in wildlife. Environ Int. 29:841-853 4. omine safety and environmental forum Regulations and BFRs [http://www.bsef.com/regulation/index.php] 070418 5. International programme on chemical saftey. 1997. Flame Retardants: A General Introduction. Kap 2.2, 3.1-3. 6. Bergman, Å. omerade flamskyddsmedel Förslag på ämnen för fördjupade studier inom forskningsprogrammet NewS. [http://www.infra.kth.se/~cr/news/bfr2001.pdf] 070418 7. Kemikalieinspektionen Statistics Flame retardants [http://www.kemi.se/templates/page 4024.aspx] 070417 8. Förordningen 2002/95/EG: [http://europa.eu.int/eurlex/pri/en/oj/dat/2003/l_037/l_03720030213en00190023.pdf] 070418 9. Svensk Författningssamling 2006:1075 [http://62.95.69.3/sfsdoc/06/061075.pdf] 070418 10. Kemikalieinspektionen. 2006. Hexabromcyklododekan (HBCDD) och tetrabrombisfenol - A (TBBP-A) KEMI-Rapport. 3 11. Mariussen, F., Fonnum, F. 2003. The effect of brominated flame retardants on neurotransmitter uptake into rat brain synaptosomes and vesicles. Neurochem Int. 43(4-5):533-542 12. Reistad, T., Mariussen, E., Ring, A., Fonnum, F. 2007. In Vitro Toxicity of Tetrabromobisphenol-A on Cerebellar Granule Cells: Cell Death, Free Radical Formation, Calcium Influx and Extracellular Glutamate. Toxicol Sci. 96(2):268-278 13. Zhou, T., Taylor, MM., DeVito, MJ., Crofton, KM. 2002. Developmental exposure to brominated diphenyl ethers results in thyroid hormone disruption. Toxicol Sci. 66(1):105-116 14. Meerts, IA. et al. 2001. In vitro estrogenicity of polybrominated diphenyl ethers, hydroxylated PDBEs, and polybrominated bisphenol A compounds. Environ Health Perspect. 109(4):399-407. 15. Lind, Y. et al. 2003. Polybrominated diphenyl ethers in breast milk from Uppsala County, Sweden. Environ Res. 93(2):186-194. 16. European Chemicals Bureau, EU-kommisionen. 2000. European Union risk assessment report: Diphenyl ether, pentabromo derivative. 17. Gerecke, AC. et al. 2005. Anaerobic degradation of decabromodiphenyl ether. Environ Sci Technol. 39(4):1078-1083 18. Sellström, U. et al. 1999. ominated flame retardants in sediments from European estuaries, the Baltic Sea and in sewage sludge. Organohalogen Compd. 40:383 386. 11

19. Reistad, T., Fonnum, F., Mariussen, E. 2006. Neurotoxicity of the pentabrominated diphenyl ether mixture, DE-71, and hexabromocyclododecane (HBCD) in rat cerebellar granule cells in vitro. Arch Toxicol. 80(11):785-796. 20. Peters, AK. et al. 2006. Interactions of polybrominated diphenyl ethers with the aryl hydrocarbon receptor pathway. Toxicol Sci. 92(1):133-142 21. Darnerud, PO. et al. 2001, Polybrominated diphenyl ethers: occurrence, dietary exposure, and toxicology. Environ Health Perspect. 109 Suppl 1:49-68 22. Meerts, IA. et al. 2000. Potent competitive interactions of some brominated flame retardants and related compounds with human transthyretin in vitro. Tocivol. Sci. 56:95-104 23. Kitamura, S. et al. 2005. Anti-thyroid hormonal activity of tetrabromobisphenol A, a flame retardant, and related compounds: Affinity to the mammalian thyroid hormone receptor, and effect on tadpole metamorphosis. Life Sci. 76(14):1589-1601 24. Pullen, S., Boecker, R., Tiegs, G. 2003. The flame retardants tetrabromobisphenol A and tetrabromobisphenol A-bisallylether suppress the induction of interleukin-2 receptor alpha chain (CD25) in murine splenocytes. Toxicology. 184(1):11-22. 25. Eriksson, P. et al. 2002. A brominated flame retardant, 2,2',4,4',5-pentabromodiphenyl ether: uptake, retention, and induction of neurobehavioral alterations in mice during a critical phase of neonatal brain development. Toxicological sciences. 67(1):98-103. 26. Germer, S. et al. 2006. Subacute effects of the brominated flame retardants hexabromocyclododecane and tetrabromobisphenol A on hepatic cytochrome P450 levels in rats. Toxicology. 218(2-3):229-236 27. Yu, MH. 2005. Polybrominated biphenyls. Environmental toxicology, 2nd ed: Biological and health effects of pollutants. Kap 13.5 28. Livsmedelsverket. omerade flamskyddsmedel. [http://www.slv.se/templates/slv_page.aspx?id=11491&epslanguage=sv] 070412 29. Byrne, JJ., Carbone, JP., Hanson, EA. 1987. Hypothyroidism and abnormalities in the kinetics of tyroid hormone metabolism in rats treated chronically with polyclorinated biphenyl and polybrominated bipheny. Endocrinology. 121:520-527. 30. Gupta, BN. et al. 1983. Effects of a polybrominated biphenyl mixture in the rat and mouse: I. Six month exposure. Toxicol Appl Pharmacol. 68:1-18. 31. Chhabra, RS. et al. 1993. Comparative carcinogenicity of polybrominated biphenyls with or without perinatal exposure in rats and mice. Fundam Appl Toxicol. 21(4):451-460 32. Greenberg, R. S.et al, Medical Epidemiology (kapitel 7, Determination of sample size ), Mc-Graw Hill, 2004 33. Sjödin, A., Hagmar, L., Klasson-Wehler, E., Kronholm.Diab, K., Jakobsson, E. and Bergman, A. 1999. Flame retardant exposure:polybrominated biphenyl ethers in blood from Swedish workers. Eviron Health Perspect 107(8):643-648. 34. Thomsen, C., Lundanes, E. and Becher, G. 2001. ominated flame retardants in plasma samples from three different occupationak groups in Norway. J Environ Monit 3(4):366-370. 35. Jakobsson, K., Thuresson, K., Rylander, R., Sjödin, A., Hagmar, L. and Bergman, A. 2002. Exposure to polybrominated diphenyl ethers and tetrabromobisphenol A among computer technicians. Chemosphere 46(5):709-716. 36. Werner, S. et al, Endokrinologi, s. 94, Liber, 2004 37. Holm, G., Norrgren, L., Andersson, T. and Thuren, A. 1993. Effects of exposure to food contaminated with PBDE, PCN or PCB on reproduction, liver morphology and cytochrome P450 activity in the threespined stickleback, Gasterosteus aculeatus. Aquat Toxicol 27:33-50. 12