THRESHOLD OF TOXICOLOGICAL CONCERN (TTC) AND MIXTURE EFFECTS

Transkript

1 [Publish Date] THRESHOLD OF TOXICOLOGICAL CONCERN (TTC) AND MIXTURE EFFECTS Threshold of toxicological concern og blandingseffekter Skrevet af Henrik Wennermark Supervisor: Kristian Syberg (Efteråret2013/14) Teksam, RUC

2 1

3 Abstract The threshold of toxicological concern (TTC) has been proposed as a novel tool in the risk assessment of chemicals, which based on knowledge of chemical structure, can set safe-levels without the necessity of performing expensive and time consuming animal toxicity experiments. However, questions have been raised whether the TTC approach, in a sufficient manner, are capable of setting safe thresholds in the context of chemicals mixture effects. This is the subject for this project. The current project assess whether there truly exists zero-effect thresholds for chemicals, the existence of mixture effects at low, human relevant concentrations/ levels and the character of these effects, by searching the current scientific literature in the field. The findings in the present study are that the currently used thresholds of toxicity (NO(A)EL(C) values), at least for endocrine disruptors, are not true zero-effect levels; mixture effects of chemicals at low concentration exists for chemicals of similar mode-of-action (MOA), however, for chemicals with different MOA, mixture effects are uncertain; synergistic effects at low concentrations are probably seldom. The study concludes that TTC, based on the presently suggested use, and due to fundamental issues are not capable of, in a sufficient manner to protect human beings from chemicals mixture effects. 2

4 3

5 Table of Contents Abstract... 2 Indledning... 6 Risikovurdering under REACH... 6 Ændring i eksponeringsmønstre... 6 Skift i risikovurderingsparadigmet... 7 Manglende regulering af blandingseffekter... 7 Problemfelt... 8 Problemformulering... 8 Begrebsafklaring... 8 Threshold of Toxicological Concern... 8 Tilstrækkelig... 8 Befolkningen... 9 Blandingseffekter... 9 Metode Det teoretiske grundlag Refleksion over problemformulering Udvælgelse af relevant litteratur Afgrænsning Teori: Blandingseffekter Concentration Addition modellen Independent Action modellen CA eller IA?

6 Teori: The Threshold of Toxicological Concern (TTC) approach Brugen af TTC Analyse: Findes der tærskelværdier for hvornår et kemikalie er (u)farligt? Hormonforstyrrende kemikalier (endocrine disrupting chemicals (EDCs)) Dietrich et al Bergman et al (2013): Spørgsmålet om eksistensen af tærskelværdier er under diskussion Vurdering: findes der tærskelværdier for hvornår et kemikalie er (u)skadeligt? Analyse: sker der blandingseffekter ved lave koncentrationer? Hvad er da karakteren af disse? Sker der blandingseffekter af kemikalier med forskellig MOA ved lave koncentrationer? Sker der synergieffekter ved lave koncentrationer? Boobis et al (2011) Vurdering af Boobis et al (2011) Opsummering Diskussion: TTC metoden som en del af risikovurderingen af blandinger af kemikalier Foreslået implementering af TTC metoden i risikovurderingen af blandingseffekter Referencer

7 Indledning Risikovurdering af kemikalier under den nuværende regulering af industrikemikalier i EU (REACH), er baseret på undersøgelser af et kemikalies fareegenskaber, samt vurdering af den mulige eksponering for kemikaliet med henblik på at vurdere risikoen for en bestemt biologisk entitet (SCHER/SCENIHR/SCCS 2013). Det Menneskelige individ er genstand for den humane risikovurdering. Risikovurdering under REACH Ansvaret for at frembringe data om fareegenskaber og eksponering af kemikalier ligger i dag hos industrien (producenterne). Et af grundprincipperne i REACH er således, at alle kemikalier der markedsføres i mængder på over 1 ton per år skal registreres hos EU's kemikalieagentur (European Chemicals Agency (ECHA)); desuden skal der frembringes data om fareegenskaber og eksponering for kemikalier, der markedsføres i mere end 10 ton per år, inden de kan komme på markedet (EC 2012; Schulte et al 2012). For at vurdere et kemikalies fareegenskaber udføres kroniske toksicitetsundersøgelser på dyr, der bruges til at finde en såkaldt NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), dvs. den højeste eksponeringskoncentration af et kemikalie, der ikke fører til en negativ ændring i morfologi, funktion, vækst, udvikling eller levetid for det dyr man undersøger (Nielsen & Larsen 2011). Disse tests har dog væsentlige økonomiske omkostninger, er tidskrævende og omfatter dyreforsøg, hvorved mange dyreliv går til (Kroes et al 2004). Derfor er der et pres, dels fra industrien, om at udvikle et mindre økonomisk tungt alternativ til den nuværende toksicitetstestning og dels et pres fra dyrevelfærdsorganisationer, der søger at mindske brugen af dyr i risikovurderingen (Whaley 2012a, 2012b). Ændring i eksponeringsmønstre På grund af den stigende opmærksomhed blandt europæiske borgere og politikere og den deraf skærpede lovgivning op gennem det 20. århundrede, er eksponeringen fra traditionelt set farlige stoffer, såsom tungmetaller (Cadmium, bly og kviksølv), POP (Persistent Organic Pollutants), samt andre grupper af kemikalier (PCB, PAH etc.) mindsket væsentligt (Backhaus et al 2013; EC 2012). 6

8 Dog stiger antallet af kemikalier mennesker udsættes for til dagligt. Dette kan grunde i den diversitet, hvormed kemikalier bruges: I dag indgår kemikalier i produktionen af de fødevarer (i form af pesticider, stråforkortere, etc.) vi indtager og i produktionen af de varer vi omgiver os med (tøj, medicin, biler, bygninger, elektronik, legetøj, etc.) (EC 2012). Der er derfor sket en ændring i eksponeringsmønstret fra en situation, hvor enkelte grupper af mennesker var udsæt for få kemikalier i høje koncentrationer til en situation, hvor alle mennesker er udsat for en bred vifte af kemikalier i lave koncentrationer (Backhaus et al 2013). Skift i risikovurderingsparadigmet På grund af de ovenstående problemer ser Europa Kommissionens tre videnskabelige komiteer (SCHER, SCENIHR og SCCS) det som uundgåeligt at det nuværende risikovurderings-paradigme vil blive revideret væsentligt (SCHER/SCENIHR/SCCS 2013). Den nye risikovurdering skal sikre færre omkostninger for industrien, herunder mindsket brug af dyreforsøg, samtidig med, at den tager højde for ændringen i eksponeringsmønstret (SCHER/SCENIHR/SCCS 2013). Hvor det nuværende paradigme er baseret på viden omkring stoffernes fareegenskaber, vil det nye blive baseret på en vurdering af omfanget af mulig eksponering, såkaldt exposure-based waiving (SCHER/SCENIHR/SCCS 2013). Ved at prioritere eksponeringsvurderingen højere vil man undgå unødvendige og kostelige dyreforsøg, og samtidig koncentrere ressourcerne de steder, hvor yderligere toksikologiske undersøgelser er nødvendige (Kroes et al 2004). Som et alternativ til at bruge dyreforsøg til afgørelse af et kemikalies fareegenskaber er brugen af modeller. Et eksempel er threshold of toxicological concern (TTC), der ud fra viden om et kemikalies kemiske opbygning fastsætter en koncentrationsgrænse (threshold) for, hvornår et kemikalie er farligt. Man kan således ud fra en viden om et kemikalies kemiske opbygning, samt viden om eksponeringsforholdene, udføre en risikovurdering helt uden brug af dyreforsøg. Er eksponeringen højere end TTC værdien udløser dette toksicitetsundersøgelser. TTC skal således virke som et indledende alternativ til den traditionelle vurdering af fareegenskaber (Whaley 2012a). Manglende regulering af blandingseffekter Et andet væsentligt problem med REACH er, at kemikalier næsten udelukkende testes enkeltvis (Backhaus & Faust 2012). Dyr og mennesker udsættes imidlertid ikke kun for enkelte, adskilte 7

9 kemikalier; eksponeringen foregår simultant, således at mange kemikalier virker på samme tid (Backhaus et al, 2003; Backhaus et al, 2013). Man har set at nogle kemikalier udviser såkaldte blandingseffekter, også populært kaldet Cocktail effekter, dvs. at den samlede effekt enten svarer til summen af de enkelte stoffers effekt (additiv effekt), er større en den additive effekt (synergi) eller er mindre end den additive effekt (antagoni) (Greco et al, 1995). Selvom synergistiske effekter er spektakulære og skaber stor opmærksomhed, er det dog en sjældenhed at blandinger af kemikalier generer synergi (Belden et al 2007). Langt mere almindelige er stoffer, der udviser additive effekter, og selv om disse er mindre spektakulære, kan effekterne være langt større en effekterne fra de individuelle stoffer (Silva et al 2002). Da man under REACH tester de fleste kemikalier enkeltvis, medtages disse effekter ikke i risikovurderingen (Syberg et al 2009). Grundet det ændrede eksponeringsscenarie har denne problematik skabt stor debat om, hvorvidt den nuværende regulering af kemikalier, er tilstrækkelig til at beskytte mennesker og miljø (Syberg et al 2009; Nordisk Råd 2012; DØR 2012). Problemfelt Jeg vil nu opsummere problemstillingen. Der er et kraftigt incitament, både i industrien og hos EU's myndigheder, for at indføre brugen af TTC i forbindelse med risikovurderingen af kemikalier. Samtidig eksisterer der, i den nuværende regulering, det problem at blandingseffekter i stor stil ikke bliver inddraget i vurderingen af kemikaliernes potentielle risici. Derfor søger dette projekt at undersøge om den foreslåede metode, TTC, i tilstrækkelig grad tager højde for blandingseffekter. Dette fører frem til følgende problemformulering: Problemformulering I hvilket omfang sikrer Threshold of Toxicological Concern metoden en tilstrækkelig beskyttelse af befolkningen i forhold til blandingseffekter? Begrebsafklaring Threshold of Toxicological Concern (TTC) vil blive nærmere beskrevet I afsnit XX. Tilstrækkelig: Der er ingen absolut videnskabelig definition af hvad tilstrækkelig beskyttelse (eller omvendt acceptabel risiko ) er. Definitionen af hvad tilstrækkelig er, vil afhænge af hvem man 8

10 spørger. Nogen vil mene at beskyttelsen er tilstrækkelig, hvis myndighederne siger det; andre vil mene at beskyttelsen er tilstrækkelig, hvis omkostningerne forbundet med at reducere risikoen er større end fortjenesten ved at leve med risikoen. Indenfor human risikovurdering arbejder man normalt med fastsatte sandsynlighedsgrænser, f.eks. siger man at en acceptabel risiko for udvikling af cancer er 1 til 1 million (10-6 ) (Hunter & Fewtrell 2001). Derfor vil en del af analysen også gå ud på at vurdere, hvad der anses for at være en tilstrækkelig beskyttelse. Min egen subjektive mening er at risikovurdering skal belyse de risici der er ved brugen af kemikalier, både de iboende egenskaber, såvel som eksponeringen, og dette så præcist som muligt. Herefter er det op til politikere og lovgivere at fastsætte hvad der er en tilstrækkelig beskyttelse/acceptabel risiko. Befolkningen: Fokus i denne opgave er udelukkende mennesker, dvs. human risikovurdering. Blandingseffekter vil blive nærmere beskrevet i afsnit XX. Yderligere fokuseres der på blandingseffekter ved humant relevante koncentrationer, dvs. lave koncentrationer. 9

11 Metode I dette afsnit vil jeg redegøre for hvilke metodiske valg jeg har gjort for at løse min problemstilling. Herunder, vil jeg gennemgå hvordan problemformuleringen søges afklaret. Det teoretiske grundlag Indledningsvis vil jeg gennemgå relevant teori omkring blandingseffekter, herunder modellering af disse, samt omkring TTC metoden. Teoriens omfang vil i høj grad afhænge af nødvendigheden for en begrebsafklaring i forhold til analysen. Denne teoretiske gennemgang skal således danne grundlag for en forståelse af de argumenter der vil blive gennemgået i analysen. Refleksion over problemformulering Jeg vil nu kort reflektere over min problemformulering for at komme frem til hvilke spørgsmål der er essentielle at stille i forhold til at komme med en kvalificeret besvarelse. TTC værdier bliver fastsat på baggrund af tærskelværdier (NOAEL) fra toksicitetsundersøgelser. For en given gruppe af kemikalier findes TTC værdien som den koncentration hvor kun 5 % af NOEL værdierne er lavere. Dvs. at der er 5 % chance for at et givent kemikalie i denne gruppe er farligt ved koncentrationer lavere en denne. Yderligere kan det tænkes at blandinger af kemikalier i denne gruppe, i individuelle koncentrationer under denne tærskelværdi, ligeledes er farlige på grund af blandingseffekter. Som sagt fokuserer dette projekt på blandingseffekter, men derfor synes jeg alligevel at det er relevant at undersøge om TTC holder for enkelte kemikalier, efter en tese om at hvis TTC ikke holder for enkelte kemikalier, så holder TTC nok heller ikke for blandinger af kemikalier. Hvis TTC skal holde er det væsentligt at der eksisterer en tærskelværdi for hvornår et kemikalie er farligt. Derfor er det væsentligt, for at løse problemstillingen i dette projekt, at finde ud af om NOAEL værdier, som TTC metoden er baseret på, er en sand nul-effekt koncentration. Det er desuden væsentligt at undersøge om der sker blandingseffekter ved koncentrationer der er lavere end de fastsatte 5 %-grænser. Hvis der sker blandingseffekter ved disse koncentrationer, er det vigtigt at undersøge deres karakter, dvs. reagerer de via CA eller IA, eller er de antagonistiske 10

12 eller synergistiske? Det vil desuden være væsentligt at undersøge om disse effekter vil overskride de fastsatte 5 %-grænser. Kort kan man overskueliggøre disse refleksioner i form af en række arbejdsspørgsmål der skal danne grundlag for analysen i dette projekt: 1. Findes der grænseværdier for hvornår et kemikalie er (u)farligt? 2. Sker der blandingseffekter ved lave koncentrationer? 3. Såfremt der sker blandingseffekter ved lave koncentrationer, hvad er da karakteren af disse? Disse spørgsmål vil jeg forsøge at besvare ved at gennemgå videnskabelig litteratur der omhandler brugen TTC metoden og blandingseffekter ved lave koncentrationer. Dette projekt vil altså blive udført som et litteraturstudie. Udvælgelse af relevant litteratur Litteraturen der vil blive brugt i dette projekt vil fortrinsvis være videnskabelig tekster der er publiceret i peer-reviewed tidskrifter. Litteraturen findes primært gennem søgning i de bibliografiske databaser SCOPUS, PubMed og ISI Web of Knowledge. Desuden vil jeg gøre brug af tekster fra relevante offentlige myndigheder som Miljøstyrelsen, samt EU's fødevaresikkerheds autoritet (ECHA), EU's kemikalieragentur (ECHA) og udgivelser fra Europa Kommissionens videnskabelige komiteer (SCCS, SCENIHR og SCHER). Afgrænsning I dette projekt vil jeg udelukkende fokusere på de tekniske detaljer i forbindelse med TTC metoden, og hvordan denne tænkes brugt i risikovurderingen. De lovgivningsmæssige forhold og risikohåndtering har jeg ikke tænkt mig at belyse. 11

13 Teori: Blandingseffekter I dette afsnit vil jeg gennemgå hvordan blandingseffekter bliver defineret og hvilke muligheder der er for at forudsige blandingseffekter gennem modellering. Som kort forklaret i indledningen forekommer kemiske blandingseffekter når flere kemikalier fungerer samtidigt. Væsentligt for effekten er stoffernes virkemåde (MOA), der afgør hvor i kroppen og hvordan et stof påvirker et menneske. Kemikalier der har en ens MOA tænkes at påvirke den samme mekanisme i kroppen og dermed have lignende effekter. På denne måde vil flere stoffer med den samme MOA forstærke denne effekt. Kemikalierne kan også have forskellig MOA, men alligevel forstærke hinandens effekt ved at påvirke to eller flere mekanismer samtidigt således at det overordnede udfald er en forstærket effekt. Som eksempel kan nævnes et stof der virker direkte på DNA, mens et andet virker ved at fremme celledelingen; til sammen kan de to stoffer virke kræftfremkaldende i og med at det ene stof kan forårsage ændringer i det arvelige materiale og det andet kan promovere at denne ændring bliver nedarvet i de næste generationer af celler. Begrebet om MOA er også essentiel i modelleringen af blandingseffekter. Traditionelt er der to modeller til at modellere blandingseffekter, nemlig Concentration Addition (CA) og Independent Action (IA) modellerne, hvor CA bruges til modellering af blandingseffekter af kemikalier med samme MOA og IA bruges til at modellere kemikalier med forskellig MOA (Backhaus & Faust 2012). Vi vil nu gennemgå de to modeller. Concentration Addition modellen Concentration Addition (CA) modellen blev først foreslået af den tyske farmakolog, Loewe, i 1926, og kaldes derfor også for Loewe additivity (Greco et al 1995). En matematisk formulering af modellen for to stoffer ses i ligning 1, hvor X beskriver en procentvis effekt, ID X,1(2) beskriver den koncentration af stof 1 (2) der giver effekten X når stof 1 (2) virker alene, og D 1(2) beskriver koncentrationen af stof 1 (2) i kombination med stof 2 (1) der giver effekten X (Greco et al 1995)., (1) Ligning (1) giver altså en formel for at udregne koncentrationerne af de enkelte kemikalier I en blanding der giver en, ifølge CA modellen, additiv effekt. For at se nærmere på dette kan vi forestille 12

14 Koncentration af stof 2 os et eksempel med en blanding af to kemikalier, stof 1 og stof 2, der skal give en EC 50 effekt. stof 1 har en EC 50 =1 og stof 2 har en EC 50 =0,1. Vi har da at: (2) Hvis vi plotter ligningen (2) får vi altså en ide om hvilke kombinationer af de to stoffer der giver en effekt svarende til EC 50 for hvert af de enkelte stoffer (se Figur 1: Plot af CA modellenfigur 1). 0.1 CA 0.08 Antagoni Synergi Koncentration af stof 1 CA Figur 1: Plot af CA modellen Det ses ud fra grafen (Figur 1) at der kun skal den halve koncentration af hvert af de to stoffer til at generere en effekt der svarer til effekten af de enkelte stoffer i deres respektive EC 50 koncentrationer. Hvis man opnår en EC 50 effekt ved blandinger af de stof stoffer der ligger under linien kaldes disse synergistiske; blandinger der ligger over linien kaldes antagonistiske. Antagoni og synergi defineres altså i forhold til en modelberegning for additivitet. Independent Action modellen Independent Action (IA) modellen blev først brugt af Bliss i 1936 (Greco et al 1995). IA indebærer at stofferne ikke reagerer (hverken fysisk, kemisk eller biologisk), og agerer fuldstændigt uafhængigt af hinanden (Greco et al 1995). Matematisk kan formlen for IA modellen udtrykkes ved ligning 3: ( ) ( ) ( ( )) (3) 13

15 hvor E(c mix ) er effekten af en blanding af n kemikalier i en samlet koncentration c mix, og E(c i ) er effekten af kemikalie i alene ved koncentrationen c i, svarende til den koncentration der er i blandingen (Backhaus et al 2003). For en blanding af to kemikalier (n=2) ser ligning (3) altså således ud: ( ) ( ) ( ) ( ) ( ) (4) Modellen er i princippet den samme som man bruger i sandsynlighedsregning til at addere sandsynligheden af to hændelser. Hvis man har et udfaldsrum med alle mulige udfald af et eksperiment kan man se på hvad sandsynligheden er for en bestemt hændelse (en delmængde af udfaldsrummet) A eller B sker (se Figur 2). Udfaldsrum A A og B B Figur 2: Udfaldsrum med to hændelser A og B Hvis man vil udregne sandsynligheden for at både A og B sker skal man udregne foreningsmængden af de to hændelser: ( ) ( ) ( )( ( )) ( ) ( ) ( ) ( ) (5) Hvor sandsynligheden for A er p(a) og sandsynligheden for B er p(b). Sandsynligheden for at både A og B sker, er altså sandsynligheden for A adderet med sandsynligheden for B minus de tilfælde hvor A og B sammenfalder, da disse jo allerede er medregnet i sandsynligheden for A. Hvis man har to iso-effektive kemikalier A og B som man blander i deres EC 50 koncentrationer: 14

16 ( ) vil man altså få en samlet effekt der svarer til en EC 75 koncentration. Hvis man derimod blander stoffer i koncentrationer der individuelt ikke har nogen effekt (EC 0 ) vil man ikke opnå nogen blandingseffekt (Kortenkamp et al 2009). I den nuværende risikovurdering anser man NOECværdien (No observed effect concentration) som den koncentration der ikke er signifikant forskellig fra kontrollen (altså 0 koncentration). Det er derfor væsentligt at vide om NOEC værdier er en reel 0-effekt koncentration. CA eller IA? IA og CA modellerne hvert sit brugsområde. Den grundlæggende forskel mellem de to modeller er at CA forventer at stofferne har samme virkemekanisme (har samme MOA), mens IA forventer at stofferne har helt forskellig MOA. IA modellen har i nogle få tilfælde været bedre til at forudsige blandingseffekter (se Faust et al 2003). Dog anses CA modellen for at være mere konservativ og derfor være bedre egnet i en risikovurderingssammenhæng med mindre at man er meget sikker på MOA for stofferne og at disse er forskellige (Backhaus & Faust 2012, Kortenkamp et al 2009). I forhold til synergistiske og antagonistiske blandingseffekter er der på nuværende tidspunkt ingen modeller (Backhaus & Faust 2012). Derfor anses det for vigtigt at risikovurderingen er fleksibel, således at der i de tilfælde man kender til synergieffekter, tages der højde for disse (Backhaus & Faust 2012). 15

17 Teori: The Threshold of Toxicological Concern (TTC) approach TTC er en metode til at fastsætte toksikologiske grænser relevante for mennesker på baggrund af viden om kemikaliers strukturelle opbygning. Man undgår således at skulle foretage toksikologiske undersøgelser for at fastsætte tolerable minimumsgrænser (SCCS/SCHER/SCENIHR 2012). De nuværende TTC grænseværdier er afledt fra Munro s (1996) studie. Her er NOEL værdier for 613 kemikalier inddelt efter såkaldte Cramer (1978) strukturelle klasser (Cramer class) 1,2 og 3 (Munro et al 1996). Klasse 1: stoffer med en simpel kemisk struktur, som effektivt forbrændes (metabolized) og som derfor har en lav oral toksicitet. Klasse 2: Stoffer, hvor viden om nedbrydningen under forbrændingen er mindre kendt, men hvor der ikke er klare indikationer på toxicitet. Stoffer i klasse 2 er typisk strukturelt tæt på klasse 1 stoffer men mere reaktive. Alternativt er stofferne i klasse 2 mere komplekse end klasse 1 stoffer, men almindelige elementer i fødevarer. Klasse 3: stoffer med en struktur der ikke tillader antagelser om sikkerheden, eller som antyder en signifikant toksicitet (Munro et al 1996). Munro (1996) fandt at 137 stoffer hører til klasse 1, 28 i klasse 2 og 448 i klasse 3 (Munro et al 1996). På baggrund af denne opdeling plottes NOEL værdierne i hver af de tre klasser fra lavest til højest. Herefter fittes en log-normal fordeling til værdierne for at kunne finde den 5. percentil, dvs. den grænseværdi hvor 1 ud af 20 kemikalier er toksiske (eller over deres individuelle NOEL) (se Figur 3). 16

18 Figur 3: TTC metoden trin for trin. (1) Først findes aktuelle NO(A)EL-værdier for kemikalieklassen. (2) Disse NO(A)EL værdier rangordnes derefter, således at NO(A)EL-værdier for det mest potente kemikalie er i bunden og det mindst potente er øverst. (3) Herefter fittes en log-normal kurve efter de ragerede NO(A)EL-værdier. Ud fra log-normal fordeligen udregnes den koncentration, hvor 5 % (den 5. percentil) af kemikalierne i klassen er potentielt toksiske (Kilde: Whaley 2012a). For at opnå en grænseværdi for hver af grupperne der er relevant i en human sammenhæng multipliceres den 5. percentil med 60 (på formodning om at et gns. menneske vejer 60kg) og divideres herefter med en applikations faktor på 100 (Munro et al 1996). På denne måde opnås der en TTC værdi for hver af de tre klasser (se Tabel 1: TTC værdier fra Munro et al 1996 og Kroes et al 2004 (Kilde: Nielsen & Larsen 2011).Tabel 1). 17

19 Tabel 1: TTC værdier fra Munro et al 1996 og Kroes et al 2004 (Kilde: Nielsen & Larsen 2011). Strukturel klasse 5. Percentil NOEL (µg/kg bw/d) Human eksponeringsgrænse (TTC) (µg/day) Klasse Klasse Klasse 3 1,5 90 Ikke-genotoksiske kemikalier 0,025 1,5 Genotoksiske kemikalier 0,0025 0,15 I tabel 1, ses foruden TTC værdierne fra Munro et al (1996) også TTC værdier for ikke-genotoksiske kemikalier og genotoksiske kemikalier. Da der ikke er nogen NOEL værdier for genotoksiske kemikalier er TTC værdien for disse, baseret på at risikoen for at få cancer i løbet af et livsforløb ved denne eksponering ikke må overstige 1 til 1 million (Whaley 2012a). Når man har udregnet en TTC værdi er hensigten så at man ved hjælp af eksponeringsdata kan vurdere om et kemikalie potentielt er skadeligt (Whaley 2012a). Brugen af TTC Hennes (2012) har gennemgået de hidtil opnåede TTC-værdier, både de mere etablerede værdier der er blevet brugt af de regulerende myndigheder og værdier der er under udvikling (Hennes 2012). Den amerikanske Food and Drug Administration (US FDA) har brugt TTC metoden til at regulere kemikalier i fødevarebeholdere og aroma- og smagsstoffer i fødevarer (Hennes 2012). Desuden er TTC blevet brugt af EU's fødevaresikkerhedsautoritet (EFSA) til ligeledes at regulere smagsstoffer, samt pesticid metabolitter i grundvand (Hennes 2012). Det europæiske Medicinal Agentur (EMA) har anbefalet brugen af TTC i risikovurderingen af urenheder i farmaceutiske produkter, samt til vurdering af genotoksiske stoffer i naturmedicin (Hennes 2012). Desuden overvejer US FDA brugen af TTC metoden til genotoksiske og kræftfremkaldende urenheder i medicin (Hennes 2012). 18

20 Analyse: Findes der tærskelværdier for hvornår et kemikalie er (u)farligt? Nok den væsentligste forudsætning for brugen af TTC metoden er at der eksisterer tærskelværdier for hvornår et kemikalie er skadeligt. Dette er også forudsætningen for den nuværende risikovurdering. Her betegner den såkaldte No Observed Effect Level (NOEL) denne tærskelværdi. NOEL fastsættes gennem toksicitetseksperimenter, hvor dyr, typisk hvirveldyr, udsættes for stigende koncentrationer af et kemikalie. NOEL findes som den højeste koncentration der ikke er signifikant forskellig fra kontrollen. I EU's regulering af industrikemikalier, REACH, gælder der dog særlige regler for stoffer der er genotoksiske, dvs. at de kan reagere med det arvelige materiale. Det antages nemlig at disse stoffer ikke har nogen nedre toksicitetsgrænse, altså at der ikke kan fastsættes nogen NOEL værdi. Det gælder altså for kemikalier der udviser genotoksiske egenskaber, at der ikke eksisterer nogen tærskelværdi. Spørgsmålet er om der er andre typer af fareegenskaber der ikke har nogen tærskelværdi? Hormonforstyrrende kemikalier (endocrine disrupting chemicals (EDCs)) Der har på det seneste været en stor diskussion omkring reguleringen af hormonforstyrrende kemikalier (EDCs), herunder om hvorvidt at der eksisterer tærskelværdier for kemikalier der udviser hormonforstyrrende egenskaber (se Dietrich et al 2013 og Bergman et al 2013). Derfor har jeg valgt at se nærmere på denne diskussion der tager udgangspunkt i en udtalelse fra EU's fødevaresikkerhedsautoritets (EFSA) videnskabelige komite (SC) omkring kriterier for identifikation af EDCs samt hensigtsmæssigheden af de aktuelle testmetoder til undersøgelse af effekter fra disse stoffer (se EFSA 2013). EFSA SC skelner mellem endokrine modulationer og skadelige ( adverse ) effekter af hormonforstyrrende stoffer (EFSA 2013). Endokrine modulationer forekommer når homeostasen (den indre hormonbalance) forskydes af eksogene påvirkninger, midlertidigt eller indenfor rammerne af den homeostatiske kapacitet. Skadelige effekter opstår når kroppen ikke kan kompensere for ændringerne i homeostasen, for eksempel hvis de eksogene påvirkninger er så 19

21 store at den overgår den homeostatiske kapacitet eller hvis forstyrrelsen foregår på et kritisk tidspunkt i udviklingen af det eksponerede individ (EFSA 2013). Derfor afhænger grænsen for hvornår et kemikalie virker hormonforstyrrende af individet og dets udvikling; en dosis af et hormonforstyrrende stof der giver anledning til en endokrin modulation i et voksent menneske kan således være årsag til en skadelig virkning i et barn under udvikling. Det er derfor vigtigt, for undersøgelsen af et stofs hormonforstyrrende potentiale, at teste stoffet på forskellige udviklingsstadier (EFSA 2013). Hvad der giver yderligere anledning til tvivl omkring eksistensen af tærskelværdier for toksiciteten af hormonforstyrrende stoffer, er forsøg der viser ikke-monotoniske dosis-respons kurver, dvs. en kurve der ikke er konstant stigende, således at lave koncentrationer kan resultere i et stærkere respons end højere koncentrationer (EFSA 2013). På grund af de mange usikkerheder omkring hvor grænsen mellem en endokrin modulation og en skadelig effekt ligger, konkluderer EFSA SC at expert judgement is therefore required to assess on a case-by-case basis the (eco)toxicological relevance of such changes and when the biological threshold between endocrine modulation and adverse effect has been crossed (EFSA 2013, s.44). Med andre ord kan der altså ikke fastsættes en fast grænse for at et hormonforstyrrende stof udviser en skadelig effekt. Dietrich et al 2013 Dietrich et al (2013) er et åbent brev til Europa Kommissionen og der fremlægges derfor ikke nogen konkret videnskabelig argumentation. Brevet er nærmere et udtryk for en bestemt holdning, nemlig den at der ikke er belæg for at regulere hormonforstyrrende stoffer på lige fod med genotoksiske stoffer, dvs. som om at der ikke eksisterer en tærskelværdi for hvornår et stof er skadeligt. Man kan kort opridse brevet i to påstande. Den første påstand er at der ikke er et tilstrækkeligt videnskabeligt grundlag for at regulere EDCer som om de ikke har en tærskelværdi. Der henvises til 4 artikler (Sheehan et al (2006), Vandenberg et al (2012), Zoeller et al (2012) og Birnbaum (2013)), som påstås ikke at have en tilstrækkelig videnskabelig robusthed til at kunne bruges som dokumentation på manglen af tærskelværdier for hormonforstyrrende stoffer (Dietrich et al 2013). Den anden påstand består i at argumentere for eksistensen af en tærskelværdi for ikke-genotoksiske kemikalier, herunder EDCer, med henvisning 20

22 til 5 andre artikler: Rhomberg et al (2011), Rhomberg og Goodman (2012), Borgert et al (2012), Piersma et al (2011) samt Boobis et al (2009) (Dietrich et al 2013). Derfor vil den følgende analyse bestå i at undersøge de videnskabelige artikler der bruges som argumentation for at der findes en tærskelværdi for hormonforstyrrende stoffer. Jeg har dog ikke mulighed for at gennemgå alle artikler og har derfor valgt at fokusere på Boobis et al (2009) og Rhomberg og Goodman (2012). Boobis et al (2009) eksistensen af tærskelværdier for hormonforstyrrende stoffer Boobis et al (2009) argumenterer gennem et eksempel (østrus-cyklussen i gnavere) for at der for hormoner og derfor for hormonforstyrrende stoffer, altid (undtagen i sjældne tilfælde) vil være en tærskelværdi. I eksemplet ses det som usandsynligt at et enkelt molekyle af et hormon ville kunne give anledning til en biologisk ændring. Dette skulle være tilfældet hvis der ikke var nogen tærskelværdi (Boobis et al 2009). Som yderligere argumentation for at der eksisterer tærskelværdier for hormoner henviser Boobis et al (2009) til empiri fra en undersøgelse af Powlin et al (1998). Powlin et al (1998) undersøger to in vitro tests til identificering af steroide biosyntese inhibitorer, og har altså ikke som hovedformål at undersøge tærskelværdier for hormoner. Her observeres det at en aromatase inhibitor (aminoglutethamide) først er signifikant forskellig fra kontrollen ved 10µM, og ikke ved to lavere koncentrationer (0,1 og 1 µm) (Powlin et al 1998). Boobis et al (2009) bruger denne observation som evidens for at der eksisterer tærskelværdier for hormoner, dog undlader forfatterne at tilføje at Powlin et al (1998) var overrasket over observationen samt konkluderer at de to tests kun kunne identificere inhibitorerne i 50 % af tilfældene. Dette må betyde at man ikke skal lægge stor vægt i observationerne i forsøget udført af Powlin et al (1998). Boobis et al (2009) argumenterer med et eksempel på østrogen-cyklussen at der nødvendigvis må være tærskelværdier for hormoner og hormonforstyrrende stoffer, og at disse må ligger over de fysiologisk observerbare koncentrationer. Der tages dog ikke højde for såkaldte critical windows of susceptibility (EFSA 2013), altså tidspunkter i et individs udvikling hvor kroppen er særligt overfølsom for ydre påvirkninger. Jeg anser derfor ikke Boobis et al (2009) som værende af særlig relevans for diskussionen omkring, hvorvidt der findes tærskelværdier for EDCs, da artiklen hverken 21

23 er understøttet af væsentlig videnskabelige undersøgelser, eller tager højde for særlige omstændigheder, men rettere er baseret på teoretiske overvejelser. Endelig kan man være bange for at de holdninger og konklusioner der fremgår af Boobis et al (2009) kan være farvet af de finansielle bidragsydere til projektet, der bla. tæller Coca-Cola Company, Groupe Danone, Nestlé, Monsanto Company og Procter & Gamble Company, altså store industrielle firmaer der kan have økonomisk interesse i at der ikke tages særlige forbehold for reguleringen af hormonforstyrrende stoffer. Rhomberg & Goodman (2012): kritik af Vandenberg et al (2012) Rhomberg og Goodman (2012) præciserer den kritik som Dietrich et al (2013) har mod Vandenberg et al (2012). Vandenberg et al (2012) kritiseres for at være ukritisk og inkonsistent i udvalg af empiri og behandling deraf (Rhomberg & Goodman 2012). Vandenberg et al (2012) har udført en omfattende review-undersøgelse af mere end 800 videnskabelige undersøgelser med henblik på at undersøge hvordan hormonforstyrrende stoffer virker ved lave koncentrationer (Vandenberg et al 2012). Jeg vil ikke tage stilling til om hvorvidt den metode der bruges af Vandenberg et al (2012) er ukritisk da dette ville være et helt projekt for sig selv. Jeg vil derfor nøjes med at tage denne kritik til efterretning i min samlede vurdering. Beronius og Hanberg (2013) konkluderer ligeledes at Rhomberg og Goodman (2012) kommer med relevant kritik af Vandenberg et al (2012), men at de intet føjer til debatten omkring hvorvidt der eksisterer tærskelværdier for hormonforstyrrende stoffer (Beronius & Hanberg 2013). Bergman et al (2013): Spørgsmålet om eksistensen af tærskelværdier er under diskussion Bergman et al (2013) er et svar på Dietrich et al (2013) med henblik på at påpege unøjagtigheder i de udsagn der gives i artiklen. Med henblik på eksistensen af tærskelværdier for EDCs, forklarer Bergman et al (2013) at dette stadig er under debat. Yderligere anses det for umuligt at man, ud fra eksperimentelt data, statistisk kan fastslå eksistensen eller ikke-eksistensen af en tærskelværdi (Bergman et al 2013). For at præcisere denne påstand henvises til to videnskabelige artikler, Slob (1999) og Slob (2007). Jeg vil derfor nu gennemgå Slob (1999) og Slob (2007). 22

24 Slob (1999, 2007): Tærskelværdier er ikke målbare og eksisterer sandsynligvis ikke Slob (1999) har tre definitioner på en tærskelværdi, en biologisk, en eksperimentel og en matematisk. Den biologiske er den koncentration hvor der ikke er nogen skadelig virkning af stoffet; den eksperimentelle er den koncentration hvor der ikke observeres nogen effekt; den matematiske er den koncentration hvorunder effekten er nul og hvorover der er en effekt (Slob 1999). I den eksperimentelle forstand eksisterer der en tærskelværdi defineret som den værdi hvor effekten ikke er signifikant forskellig fra kontrollen i eksperimentet. Dog er denne tærskelværdi formentlig kun fastsat på baggrund af den statistiske detektionsgrænse, dvs. at der er koncentrationer under denne tærskelværdi der også giver en effekt, denne effekt kan bare ikke observeres (Slob 1999). For Slob (1999) er det derfor mere interessant at undersøge om der eksisterer en tærskelværdi i den matematiske forstand. På grund af den statistiske detektionsgrænse kan den matematiske definition af en tærskelværdi ikke verificeres gennem data, men afhænger principielt af om et enkelt molekyle er i stand til at ændre en nul-effekt dosis til en effekt-dosis (Slob 1999). Derfor udfører Slob (1999) en teoretisk analyse af sandsynligheden for en tærskelværdi på forskellige biologiske niveauer: en receptor, organ-niveau og eksperimentelt niveau. Slob (1999) bruger additivity-to-background argumentet til at bortkaste eksistensen af en tærskelværdi. Additivity-to-background går ud på at hvis et eksogent stof har den samme virkning som et endogent stof styrker det eksogene stof blot virkningen af det endogene stof. Derfor har det eksogene stof en øjeblikkelig virkning og der kan derfor ikke være en tærskelværdi for hvornår stoffet virker (Slob 1999). På baggrund af denne analyse konkluderer Slob (1999) at den matematiske definition af en tærskelværdi er irrelevant, da der kun er en snæver sandsynlighed for dens eksistens og fordi at den ikke kan observeres (Slob 1999). Derfor argumenterer Slob (1999) for brugen af modeller der fittes til dosis-respons data. Slob (2007) uddyber denne brug af modeller. Slob (2007) argumenterer for det vil være mest praktisk at ud fra en dosis-respons model at beregne en koncentration (en Benchmark Dose (BMD)) svarende til en respons (Benchmark Response (BMR)) der tænkes ikke at være skadelig (f.eks. en effekt der 5 % eller 10 % forskellig fra kontrolgruppen) (Slob 2007). Det svære ved denne metode er at afgøre hvilket effektniveau der ikke er skadeligt (Slob 1999, Slob 2007). 23

25 Vurdering: findes der tærskelværdier for hvornår et kemikalie er (u)skadeligt? Jeg har nu gennemgået en række videnskabelige artikler, med argumenter både for og imod eksistensen af en tærskelværdi for hormonforstyrrende stoffer. Argumenterne for og imod eksistensen af en tærskelværdi lader til at være to sidder af samme sag. Boobis et al (2009) argumenterer for at et det er usandsynligt at et enkelt molekyle af et hormon kan føre til en biologisk ændring. Ligeledes argumenterer Slob (1999) for at fordi at dette stof reagerer på tilsvarende måde som et endogent stof, så forstærker EDCen virkningen af det endogene stof og har altså en øjeblikkelig virkning, hvilket må betyde at der ikke er en tærskelværdi. Rent empirisk virker der ikke til at være særlig stor evidens for eksistensen af en tærskelværdi for EDCs, i hvert fald ikke i den litteratur jeg har gennemgået i denne analyse. Boobis et al (2009) henviser til Powlin et al (1998) som dokumentation for eksistensen af en tærskelværdi, dog virker dette en smule søgt. Vandenberg et al (2012) har udført et omfattende review, der søger at vise at ikke-monotone dosisrespons kurver og effekter ved lave koncentrationer mere er reglen end undtagelsen når det kommer til EDCs. Dog får dette review kritik både fra Rhomberg og Goodman (2012) og Beronius og Hanberg (2013). Konklusionen må være at der stadig er videnskabelig tvivl om hvorvidt at der findes en tærskelværdi for hormonforstyrrende stoffer. Denne tvivl kan højst sandsynligvis ikke løses gennem traditionelle dosis-respons undersøgelser da det, som beskrevet i Slob (1999), er umuligt at eksperimentelt at påvise eksistensen af en tærskelværdi. Med hensyn til TTC metoden betyder dette at der, i hvert fald for EDCs, er tvivl om hvorvidt at de målte NOEL(C) værdier TTC værdien er baseret på, er fyldestgørende. Jeg har i denne analyse kun set på om der eksisterer tærskelværdier for EDCs, og det kan således godt være at der for andre kemikalier med en anden MOA er mere klare konklusioner på eksistensen af tærskelværdier. Dog synes jeg at den ovenstående diskussion godt kan være med til at sætte spørgsmålstegn ved den generelle forudsætning for TTC metoden om eksistens af tærskelværdier. 24

26 Analyse: sker der blandingseffekter ved lave koncentrationer? Hvad er da karakteren af disse? På forespørgsel fra det svenske formandskab indledte Europa Kommissionen en undersøgelse af om den nuværende risikovurdering i tilstrækkelig grad sikrede befolkningen mod blandingseffekter (EC 2012). Undersøgelsen blev udført af de tre videnskabelige komiteer SCHER, SCENIHR og SCCS og offentliggjort i 2012 (se SCHER, SCCS, SCENIHR 2012). De kom frem til følgende konklusioner: 1. Kemikalier med samme MOA kan forårsage blandingseffekter beskrevet ved CA modellen. 2. Der er ingen beviser for at blandingseffekter af kemikalier med forskellig MOA kan udvise en risiko, hvis kemikalierne er til stede ved eller under deres individuelle zero-effect niveauer. 3. Interaktionseffekter så som antagoni eller synergi sker normalt ved medium eller høje koncentrationer. Ved lave koncentrationer er disse effekter usandsynlige eller ikke signifikante (SCHER/SCCS/SCENIHR 2012). Ifølge ovenstående konklusion er det altså MOA der er afgørende for om der sker blandingseffekter ved lave koncentrationer. Kun blandinger af kemikalier med den samme MOA udgør en risiko ved lave koncentrationer. Man kunne, ud fra den diversitet af kemikalier der findes i miljøet, forledes til at tro at forskellig MOA var normen, således at der i virkeligheden ikke var nogen skadelige effekter af blandinger af kemikalier ved lave koncentrationer, hvis der blot var tilstrækkeligt mange kemikalier. Sker der blandingseffekter af kemikalier med forskellig MOA ved lave koncentrationer? Med henblik på at udrede hvornår blandinger af kemikalier med forskellig MOA giver blandingseffekter, henviser SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) til en review-undersøgelse af Kortenkamp et al (2009). Dog erklærer SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) sig uenige i konklusionerne i Kortenkamp et al (2009) og konkluderer derfor at der ikke findes beviser for blandingseffekter af kemikalier med forskellig MOA (SCHER/SCCS/SCENIHR 2012). Kortenkamp et al (2009) s undersøgelse bygger på 4 studier: Hermens et al (1985), Payne et al (2001), Walter et al (2002) og Faust et al (2003) (Kortenkamp et al 2009). 25

27 Hermens et al (1985) viste blandingseffekter af blandinger af 33 forskellige kemikalier ved koncentrationer der svarede til 4 % af de individuelle kemikaliers LC50 koncentrationer. Af denne grund er det sandsynligt at de testede koncentrationer ikke har været lave i den forstand at de har ligget under deres individuelle NOEC koncentrationer. Der er derfor begrænset tiltro til resultaterne i denne artikel (SCHER/SCCS/SCENIHR 2012, Kortenkamp et al 2009). Payne et al (2001) testede in vitro en blanding af to estrogen-receptor agonister, et anti-androgen samt et kemikalie der stimulerer celledeling, ved koncentrationer der svarede til % af deres individuelle NOECs (Kortenkamp et al 2009). IA og CA modellerne forudsagde effekten af blandingen lige godt (Kortenkamp et al 2009). Dog mener SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) at: Evidence that the compounds trigger cell proliferation via two different mechanisms does not however allow the conclusion that agents with diverse modes of action produce a combination effect. (SCHER/SCCS/SCENIHR 2012, s. 13) Som jeg forstår det, mener SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) at der skal mere til end dette ene studie, for at bevise den generelle konklusion: altså at stoffer med forskellig MOA kan udløse blandingseffekter. Walter et al (2002) tester virkningen af 11 strukturelt forskelige kemikalier, der dog for de fleste har en ukendt MOA. Blandingen af kemikalierne i koncentrationer, der svarer til kemikaliernes individuelle effekt-niveau på 1 %, giver en effekt på 64 %, og kan bedst beskrives ved IA modellen (Kortenkamp et al 2009). Da der ikke er fuldstændig klarhed over kemikaliernes MOA konkluderer både Kortenkamp et al (2009) og SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) at det ikke kan udelukkes at effekten skyldes at nogle af kemikalierne har samme MOA. Endelig har Faust et al (2003) testet 16 biocider, der bevidst var valgt pga. deres forskellige virkningsområder (target sites), på reproduktionen i alger (Kortenkamp et al 2009). Når kemikalierne blev testet i koncentrationer der svaret til 6,6-66 % deres individuelle NOEC, udviste blandingen en effekt på 18 %. Uanfægtet af blandingsratioen var IA modellen mere præcis end CA modellen til at forudsige blandingseffekterne (Kortenkamp et al 2009). De tre første artikler i denne redegørelse har væsentlige mangler i forhold til at vurdere om kemikalier med forskellig MOA producerer blandingseffekter ved lave koncentrationer. Der er 26

28 usikkerhed omkring hvorvidt at koncentrationerne anvendt af Hermens et al (1985) faktisk var NOECs eller derunder; usikkerhed omkring hvorvidt at stofferne anvendt af Walter et al (2002) faktisk havde forskellig MOA. Yderligere mener SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) at der drages forhastede konklusioner i studiet af Payne et al (2001). Dog har hverken SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) eller Kortenkamp et al (2009) noget at indvende mod undersøgelsen af Faust et al (2003). Man må derfor konkludere at beviserne for at kemikalier med forskellig MOA ved lave koncentrationer, i overensstemmelse med SCHER/SCCS/SCENIHR (2012)s konklusion, er ret vage. Dog vælger SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) ikke at kommentere på Kortenkamp et al (2009)s videre udredning, der påpeger væsentlige mangler i artikler der bruges som evidens for fraværet af kombinationseffekter af kemikalier med forskellig MOA (se Kortenkamp et al (2009) s. 144). Beviser for eller imod blandingseffekter af kemikalier med forskellig MOA ved lave koncentrationer er altså øjensynligt ganske få eller af tvivlsom karakter. Det er derfor svært at drage klare konklusioner omkring hvorvidt at der sker denne slags blandingseffekter. Sker der synergieffekter ved lave koncentrationer? Tredje del af SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) s konklusion (se ovenfor) er at antagonistiske og synergistiske effekter ikke sker eller ikke er signifikante ved lave koncentrationer (SCHER/SCCS/SCENIHR 2012). Som en del af argumentationen for denne konklusion henvises til en review-undersøgelse af Boobis et al (2011). Boobis et al (2011) Boobis et al (2011) gennemgår studier fra 1990 til 2008 (samt enkelte undersøgelser fra før 1990), der omhandler synergieffekter i pattedyr ved lave koncentrationer (Boobis et al 2011). I undersøgelsen defineres synergieffekter som blandingseffekter der ligger signifikant over det der var estimeret ved brug af CA eller IA modellen (afhængig af kemikaliernes MOA) (Boobis et al 2011). Lave koncentrationer henviser til koncentrationer i nærheden af de enkelte kemiske komponenters (i blandingen) NOAEL (No Observed Adverse Effect Level) eller BMDL (BenchMark Dose Level) værdier (Boobis et al 2011). Fordi der kun var ganske få studier ved disse koncentrationer og ved disse eksponeringsscenarier (kronisk eksponering), valgte gruppen desuden at medtage studier ved højere koncentrationer og ved subkroniske endpoints (Boobis et al 2011). 27

29 Ved undersøgelsen af størrelsesordenen af eventuelle synergieffekter blev der skelnet mellem to grundlæggende måder at beregne størrelsesordenen på. Metode A hvor man udregner ratioen mellem koncentrationerne i henholdsvis blandingen og den forudsigende model (enten CA eller IA) der udløser en given effekt (eksempelvis EC 20 koncentrationerne) eller metode B, hvor man udregner ratioen mellem effekten af blandingen og den forudsigende model ved den samme koncentration. Metode A kaldes interaktions størrelsesordenen (interaction magnitude) og metode B kaldes (Boobis et al 2011). Gruppen fandt frem til 6 undersøgelser der udregnede størrelsesordenen af synergi. Ud fra disse tal fandt de frem til at størrelsesordenen af synergi ved lave koncentrationer varierede mellem 1,5 til 3,5. Boobis et al (2011) anså det for umuligt at estimere hyppigheden af rapporterede synergieffekter ved disse koncentrationer, da et af søgekriterierne for udvælgelse af undersøgelse var at der blev rapporteret eller taget stilling til synergieffekter. Studier der ikke eksplicit nævner synergieffekter blev således ikke medtaget (Boobis et al 2011). Vurdering af Boobis et al (2011) Ud af 90 studier der rapporterer om synergi, finder Boobis et al (2011) kun 6 studier af tilstrækkelig kvalitet og som opgiver beregninger på størrelsesordenen af synergi ved lave koncentrationer. Dette skyldes blandt andet relativt strikse krav til metode og statistiske beregninger. Man kan derfor tænke sig at den faktiske størrelsesorden af synergi ved lave koncentrationer er en anden. Desuden er der brugt forskellige metoder til at beregne størrelsesordenen af synergi, hvilket også kan spille ind på resultatet. Hvis vi godtager konklusionen i Boobis et al (2011) kan vi konkludere at synergieffekter ikke er det store problem ved lave koncentrationer. Dette taler altså for at blandingseffekter med nogenlunde sikkerhed kan beregnes med CA modellen. Opsummering Jeg har nu ved en gennemgang af litteraturen, undersøgt evidens for om der eksisterer tærskelværdier for hvornår et kemikalie skadeligt, om der sker blandingseffekter ved lave koncentrationer, samt hvilken karakter eventuelle blandingseffekter ved dette eksponeringsniveau har. 28

30 Undersøgelsen har vist at der i hvert fald for hormonforstyrrende stoffer er tvivl om eksistensen af tærskelværdier. Desuden kan vi konkludere at der sker blandingseffekter ved lave koncentrationer, dog er der mest litteratur der taler for at blandingseffekter ved disse koncentrationer fortrinsvist kan beskrives ved CA modellen. Vi vil nu diskutere hvad disse konklusioner har af konsekvenser for brugen af TTC-metoden som en del af risikovurderingen af blandingseffekter af kemikalier. Diskussion: TTC metoden som en del af risikovurderingen af blandinger af kemikalier Til denne diskussion vil jeg gøre brug af et oplæg af Thomas Backhaus fra en workshop i the Food Packaging Forum om Threshold of Toxicological Concern (TTC) for risk assessment of food contact material chemicals (se Backhaus (2013)). Backhaus indleder med at belyse en grundlæggende problematik ved brugen af TTC metoden i forhold til risikovurdering af kemiske blandinger, der har at gøre med 5 %-grænsen og sandsynligheden for misklassificering. Sandsynligheden for misklassificering, dvs. sandsynligheden for at et kemikalie i en blanding ligger under den fastsatte 5 %-grænse stiger med antallet af kemikalier i blandingen. Denne sandsynlighed kan beskrives på samme måde som IA modellen (se afsnit XX ligning (3)): ( ) ( ( )), hvor p er en sandsynlighed og n er antallet af kemikalier i blandingen. Vi ved at der for hvert kemikalie i blandingen er 5 % chance for misklassificering. Vi får altså: ( ) ( ) Denne funktion er plottet i grafen nedenunder (se Figur 4). 29

31 %-grænse der bør anvendes for at opnå en misklassificering på 5 % eller mindre Sandsynlighed for at mindst ét kemikalie er misklassificeret Sandynlighed for misklassificering 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Antal kemikalier i blanding (n) Figur 4: sandsynlighed for misklassificering ved brug af en 5%-grænse. Det ses fra Figur 4 at hvis man har en blanding af kemikalier er der ca. 50 % sandsynlighed for at et af kemikalierne har en NOEC værdi der ligger under 5 %-grænsen og derfor potentielt har en skadelig virkning ved denne koncentration. Man kan ligeledes ud fra funktionen for sandsynligheden for misklassificering opnå et estimat af hvor lav grænsen for de enkelte stoffer bør være for at opnå en overordnet grænse på 5 % (se Figur 5). 5% 4% 3% 2% 1% 0% Antal af kemikalier i blanding (n) Figur 5: %-grænse der bør anvendes for at opnå en overordnet misklassificering af en kemisk blanding 30

32 Fra Figur 5 ses det at hvis man blot har 10 kemikalier i blandingen skal man sætte en grænse der svarer til ca. 0,5 % af NOEL værdierne, for at opnå en samlet tolerabel grænse på 5 % for blandingen. Der er altså alene på baggrund af definition af TTC metoden et problem i forhold til blandingseffekter. Foreslået implementering af TTC metoden i risikovurderingen af blandingseffekter SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) har i deres rapport lavet et udkast til hvordan TTC metoden kan implementeres i risikovurderingen af blandinger af kemikalier. Beslutningstræet for denne fremgang kan ses i Figur 6. Her fungerer TTC som et indledende filter der skal frasortere irrelevante blandinger fra yderligere undersøgelser: Hvis eksponeringskoncentrationerne af de enkelte kemikalier i blandingen ikke overstiger TTC eller hvis den samlede eksponeringskoncentration af kemikalier med den samme MOA ikke overstiger TTC, er der ingen grund til yderligere undersøgelser. Beslutningstræet er altså baseret på konklusionen om at kemikalier med forskellig MOA ikke bidrager til en blandingseffekt ved lave koncentrationer, hvor lave koncentrationer her er defineret som værende lavere end TTC. TTC anses altså for at være en zero-effect koncentration (jf. punkt 2 i SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) s konklusion foroven). Som påpeget i den tidligere analyse er der spørgsmålstegn ved hvorvidt at NOEC værdier bestemmer en nul-effekt koncentration. Men om en NOEC/100-værdi (altså TTC) er en nul-effekt koncentration er der ifølge Backhaus (2013) ingen der ved. For at den foreslåede fremgangsmåde skal virke er det, ifølge Backhaus (2013), essentielt at TTC værdien er en sand nul-effekt koncentration og at kemikalierne har fuldstændig forskellig MOA (Backhaus 2013); og netop forudsætningen om at kemikalierne har fuldstændig forskellig MOA sår Backhaus (2013) tvivl om. Backhaus (2013) s argument er, at der kun er et endeligt rum af mulige måder at påvirke kroppen på. MOA af to kemikalier er altså aldrig helt forskellig fra hinanden, da det menneskelige system er en sammenhængende entitet (Backhaus 2013). Undersøgelser af kemikalier med forskellig MOA faktisk udløser blandingseffekter ved lave koncentrationer er, som før nævnt (jf. tidligere analyse), vage i deres konklusioner, så der eksisterer altså ikke beviser, der kan be- eller afkræfte denne hypotese. Derfor synes jeg ligeledes at hvis man ønsker en konservativ risikovurdering, er det problematisk at vurdere blandinger af kemikalier på baggrund af deres MOA. 31

33 Figur 6: Beslutningstræ for risikovurderingen af blandingseffekter med implementering af TTC (Kilde: SCHER/SCCS/SCENIHR 2012). Da vi ved at CA modellen er mere konservativ end IA modellen (jf. teori om blandingseffekter) og da der ikke eksisterer klar viden om hvornår IA modellen bør bruges, bør man altså basere risikovurderingen af blandinger af kemikalier på CA modellen. Backhaus (2013) foreslår ligeledes en anden måde at bruge TTC metoden på. Her udregnes en TTC værdi for blandingen baseret på CA modellen: ( ), 32

34 hvor p i er koncentrationen af kemikalie i, og TTC i er TTC-værdien for det i te kemikalie i blandingen. For at sikre at effekten af blandingen er mindre end effekten af TTC mix -effekten (E(mix) < E(TTC mix )) skal der gælde: ( ) Altså skal man sikre sig at koncentrationen af de individuelle kemikalier er mindre en TTC-værdien divideret med antallet af kemikalier i blandingen (Backhaus 2013). På baggrund af disse argumenter har Backhaus (2013) opstillet et alternativ til den af SCHER/SCCS/SCENIHR (2012) foreslåede beslutningstræ til brug i risikovurderingen af blandingseffekter (se Figur 7). Figur 7: Beslutningstræ for risikovurderingen af blandingseffekter med implementering af TTC metoden foreslået af Backhaus (2013) (Kilde Backhaus 2013) For Backhaus (2013) er det essentielt først at tage stilling til om der er beviser for synergistiske effekter. Er dette tilfældet, må man udføre en risikovurdering på basis af disse undersøgelser. Herefter vurderer man koncentrationerne af de enkelte stoffer i forhold til TTC/n. På denne måde undgår man misklassificering (se ovenfor). Dernæst undersøger man koncentrationerne i forhold til TTC-værdien udregnet for blandingen. Kun i tilfælde af at man har beviser for at kemikalierne i 33