Nonylfenol - ett hormonstörande ämneseffekt på benfiskAnna Mentor

Nonylfenol - ett hormonstörande ämnes effekt på benfisk

Anna Mentor

Independent Project in Biology

Självständigt arbete i biologi, 15 hp, vårterminen 2013

Institutionen för biologisk grundutbildning, Uppsala universitet

1

Sammandrag

Nonylfenol, ett hormonstörande ämne som bildas vid nedbrytningen av den vanliga

industriella surfaktanten nonylfenoletoxylat, släpps ut i naturen ifrån våra reningsverk. Det är ett toxiskt ämne vars närvaro i naturen enbart beror på antropogena utsläpp. Flertalet studier har påvisat allvarliga konsekvenser för ekosystem till följd av xenoöstrogena ämnen i vår miljö och en lång rad organismgrupper tar skada av dessa. Benfisk har visat sig vara en av de mest känsliga grupperna och hos dem kan nonylfenolexponering ge upphov till flera olika skadliga effekter. Nonylfenol är östrogent och orsakar därmed förhöjda vitellogenin-nivåer, utveckling av honliga könskaraktärer hos hanar, problem med osmoreglering, ökad tillväxt, samt neurotoxiska skador. Ämnet har även antiandrogena egenskaper, ger upphov till sänkta nivåer av tyroideahormoner och kan orsaka morfologiska skador under utvecklingsstadier.

Nonylfenols egenskaper i sig kan tyckas vara allvarliga nog men problemet är inte så enkelt.

Ett par forskargrupper har påvisat att nonylfenols effekt kan förhöjas i närvaro av andra ämnen och att kronisk exponering utgör ett större hot jämfört med kortvarig, höghaltig exponering. Detta, i kombination med att många fiskpopulationer redan är hotade eller instabila på grund av andra anledningar, sätter dem i en extra sårbar situation och gör nonylfenol till ett hot som bör tas på allvar. Det saknas reglementen som begränsar ämnets användning på de flesta ställen i världen, något som bör åtgärdas. Regler som begränsar eller förbjuder användningen av nonylfenol bör införas globalt. EU har tagit ett steg i rätt riktning och begränsat användningen av nonylfenol genom REACH-förordningen men det finns rum för förbättring. Att en så stor och vidspridd organismgrupp som benfisk påverkas negativt är allvarligt ur både en ekologisk och en ekonomisk synvinkel och bör därmed förebyggas och åtgärdas i största möjliga mån. Förebyggande åtgärder kan innefatta till exempel

informationsspridning, något som ger människor en ärlig chans att göra medvetna val kring vilka produkter de köper och exponerar sig själva och sin omgivning för. Arbetet mot en hälsosam och giftfri miljö måste ske på alla nivåer i samhället, från den enskilde individen till multinationella samarbetsorganisationer. Målet är värt att lägga energi och resurser på, det skulle trots allt gynna oss alla i slutändan.

Inledning

Problemet med miljögifter har uppmärksammats ett flertal gånger de senaste åren; det har rapporterats om hormonstörande ftalater i plastleksaker (Marín et al. 1998), om neurotoxiska flamskyddsmedel som ansamlas i djur och sediment (Klosterhaus et al. 2012) och om

cancerogena polycykliska aromatiska kolväten i luften (Jarvis et al. 2013). Trots all den forskning som utförs inom miljötoxikologi är det fortfarande mycket vi inte vet om de ämnen vi släpper ut. Nonylfenol är, liksom ftalaterna, ett hormonstörande ämne. Det är inte ett nyupptäckt ämne och således inte heller ett ostuderat sådant. Många studier har utförts på en rad olika organismer och nonylfenols toxiska effekt sträcker sig över flera taxanomiska grupper i flera olika miljöer (Spehar et al. 2010). Organismers känslighet för nonylfenol beror på arttillhörighet samt miljön de lever i; benfisk har visat sig vara mer känsliga än både evertebrater och växter, oavsett om de lever i söt- eller saltvatten (Spehar et al. 2010).

Benfiskar är en stor djurgrupp som spelar många roller i olika ekosystem, något som gör dem till en nödvändig grupp för att bevara balansen i ekosystem runtom i världen. Deras

överlevnad och välmående är även viktig för oss människor, inte bara av etiska, utan även ekonomiska och hälsoskäl.

Nonylfenol är en av nonylfenoletoxylats (NPE) nedbrytningsprodukter och är både stabilare

och mer toxisk än ursprungssubstansen. NPE tillhör en grupp amfifiliska ämnen, vid namn

alkylfenoletoxylat (APE) (Figur 1), som används som surfaktanter i flera industriella

2

Figur 2. p353-nonylfenol, den vanligaste isomeren av nonylfenol i utsläpp från reningsverk.

Figur 1. Den generella strukturen för APE och hos NPE är R = en nonylgrupp.

Skillnaden mellan NPE och nonylfenol är ett antal etoxylatgrupper på första kolet (jämför med figur 2).

sammanhang, till exempel vid behandling av textiler, i rengöringsmedel och i emulgeringsmedel.

NPE är den vanligaste sortens APE och utgör hela 82 % av APE-produktionen i världen. Nonylfenol bildas dels när NPE bryts ner i naturen men även när det genomgår de diverse reningsprocesser som sker i reningsverk. Utsläppen från olika industrier innehåller en blandning av olika isomerer. Vilka och hur mycket av de olika isomererna som släpps ut varierar beroende på vilken industri det handlar om. En av de vanligaste isomererna är p353- nonylfenol (Figur 2) (Klempt et al. 2013).

Det råder en stor kunskapsbrist i vårt samhälle om alla kemikalier som används och hur vi människor, andra organismer och olika ekosystem påverkas av dem. EU har tagit ett steg mot att höja kunskapen om samt införa begränsningar av farliga ämnen genom REACH-

förordningen (Registration, Evaluation, Authorisation and restriction of CHemicals).

Nonylfenoler, liksom många andra ämnen, begränsas av förordningen men är inte förbjudna att använda (EC 2006). Ämnet nonylfenol utgör ett potentiellt hot mot viktiga

fiskpopulationer och finns närvarande i naturen enbart på grund av våra utsläpp. Vi har därmed ett ansvar att begränsa ämnets närvaro i miljön i så stor utsträckning som möjligt och minimera de skador det kan orsaka. Frågan är om de regler som införts i vissa delar av världen är tillräckliga?

Den här uppsatsen sammanställer information om miljögiftet nonylfenol med fokus på dess effekt på benfisk. Är nonylfenol ett hot mot benfiskpopulationer? Frågan huruvida de regler som finns i EU i nuläget är tillräckliga kommer att tas upp och diskuteras. Det är viktigt att ta upp de här frågorna, dels ur ett bevarandeperspektiv men även för att sprida kunskap och belysa de negativa effekter som våra industrier och vårt vardagsliv har på miljön, med det slutgiltiga målet att motverka dem.

Struktur och kemiska egenskaper

Nonylfenol är en grupp molekyler som var och en är uppbyggda av en bensenring med en hydroxylgrupp på ett kol och en alkylgrupp på ett annat. Som namnet indikerar består

alkylkedjan av 9 kol som sitter i olika konstellationer i olika isomerer av nonylfenol (Figur 2). De olika sidookedjorna påverkar molekylernas egenskaper både när det gäller toxicitet och nedbrytningshastighet. Nonylfenoler med få förgreningar är lättare att bryta ner (Gabriel et al. 2008) vilket betyder att den raka isomeren som har använts i väldigt många studier är lätt att bryta ner jämfört med de som finns i utsläpp (Barber et al.

2009). Den är även mindre verksam i sin hormonstörande effekt (Preuss et al. 2006) vilket betyder att resultaten kan skilja sig från de faktiska effekterna i naturen.

Den stora alkylgruppen och bristen på andra sidogrupper gör att

nonylfenol har låg vattenlöslighet, inte minst i förhållande till

ursprungssubstansen NPE. Ahel och Giger (1993) mätte

3

vattenlösligheten till 5,43 ± 0,17 mg l

(medel ± standardavvikelse) vid 20,5 °C. De fann även att nonylfenols vattenlöslighet är temperaturberoende och ökar med stigande temperatur.

Fördelningskoefficient för oktanol/vatten (logKow) ligger på 4,2 (Spehar et al. 2010). Det är relativt högt vilket indikerar att ämnet bioackumuleras, något som till exempel Jobling et al.

(1996) har bekräftat i sin studie. Olika forskargrupper har kommit fram till väldigt olika biokoncentrationsvärden (BCF) men medelvärdet på dessa hamnar runt 300 (Jobling et al.

1996).

Metabolism

Nonylfenol bildas när NPE bryts ner, något som sker mikrobiellt både i naturen och i

reningsverk. Nonylfenol, till skillnad från NPE, bryts inte ner lika lätt men när det sker bildas tillslut produkterna CO

och H

O.

Nonylfenoletoxylat till nonylfenol

Det första steget i nedbrytningen av NPE består av en rad hydrolytiska reaktioner som resulterar i en successiv borttagning av etoxylatgrupper (Lintelmann et al. 2003). I takt med att molekylerna får färre och färre etoxylatgrupper blir de mer och mer fettlösliga. Detta leder till aggregation av små NPE med 1-3 etoxylatgrupper samt nonylfenoler, som inte har några etoxylatgrupper alls, tillsammans med andra mindre lösliga ämnen. Dessa anhopningar hamnar i sediment och slam (Giger et al. 1984). Ahel et al. (1994a) påvisade den här successiva nedbrytningen av större NPE till nonylfenol genom att beräkna hur stor andel de olika ämnena utgjorde av den totala mängden nonylfenoliska ämnen i utflödet och slammet i ett reningsverk i Zürich. De kom fram till att majoriteten var polyetoxylerade nonylfenoler och endast 7 % var nonylfenol i det primära utflödet. Resten var mindre NPE samt

nonylfenoletoxilatkarboxylsyror (NPnECs). I det sekundära utflödet hade andelen

polyetoxylerade nonylfenoler minskat med 20 % och andelen nonylfenoler ökat 1 %. I det behandlade slammet var andelen nonylfenol 95 % och resten mindre NPE. En del NPE bildar inte nonylfenol direkt utan omvandlas till NPnECs (Ahel et al. 1994a) och

nonylfenolkarboxylat innan de omvandlas vidare till nonylfenol (Brunner et al. 1988).

Nedbrytning av nonylfenol

Nedbrytning av nonylfenol till de två slutgiltiga slutprodukterna CO

och H

O är inte lika energetiskt fördelaktig, den sker långsammare eller inte alls beroende på omständigheterna (Lintelmann et al. 2003). Nedbrytningen i sediment är beroende av en stadig syretillförsel (Bradley et al. 2008). Eftersom majoriteten av alla sediment är anoxiska en bit ner och nonylfenol, till skillnad från NPE, inte bryts ner anaerobt så ackumuleras det där (Giger et al.

1984). I vattenmassan är en annan faktor väldigt avgörande, nämligen närvaron av ljus.

Fotonedbrytning står för en stor del av nonylfenolens nedbrytning i ytvatten och dess totala påverkan är större i grunda och klara sjöar då ljuset når ner till en större del av vattenmassan (Ahel et al. 1994b). Halveringstiden för nonylfenol i sjövatten med 4 mg l

löst organiskt kol (DOC) och en ljusintensitet på 0,700 W m

ligger på 15-20 timmar (Ahel et al. 1994b).

Nonylfenol i miljön

Nonylfenol är inte bara en nedbrytningsprodukt, den används inom industrin för att tillverka

NPE som i sin tur sedan används inom ett flertal områden. NPE används till exempel för att

avfetta tyger under deras tillverkningsprocess, som surfaktant i olika rengöringsmedel, som

spermiedödande medel i vissa preventivmedel och som emulgeringsmedel. NPE bryts sedan

ned till nonylfenol igen, antingen i industrier, i reningsverk eller ute i naturen. Nonylfenol

4

hamnar i naturen antingen genom utsläpp av ämnet i sig eller indirekt genom att NPE släpps ut och sedan bryts ner till det.

Utsläppskällor

Reningsverk är inte bara en plats där det bildas mycket nonylfenol, det är även en stor utsläppskälla för miljögiftet. Brunner et al. (1988) mätte nivåer av bland annat nonylfenol i olika delar av reningsprocessen, både i slammet och i vattnet, i reningsverket Zürich-Glatt som ligger i Schweiz. De visade att nonylfenolhalterna minskade i vattnet men att det sker en stor ackumulering av nonylfenol i slammet från reningsverket (Figur 3). Majoriteten av nonylfenolen bildas enligt Ahel et al. (1994a) under den anaeroba behandlingen av slammet som utförs i reningsverk, något som också är tydligt i Brunners undersökning. Slammet som bildas i reningsverk under behandlingen av avloppsvattnet består till cirka 75 % av organiskt material (beräknat på torrvikt). Majoriteten av det organiska materialet är humus, kolväten, proteiner och fetter som finns naturligt, men där ansamlas även en hel del föroreningar av olika slag, till exempel nonylfenol (Brunner et al. 1988). McEvoy och Grigers (1986) analyser av slam från reningsverk visade att nonylfenoler fanns i högre koncentrationer än både

polycykliska aromatiska kolväten (PAH) och polyklorerade bifenyler (PCB) som är mer allmänt kända miljögifter. Ahel et al. (1994a) utförde mätningar i elva reningsverk runt Zürich i Schweiz och fann att NPE bidrog signifikant till den totala halten av DOC både i det obehandlade vattnet och i utflödet. Reningsverken var alltså inte tillräckligt effektiva att bryta ner dessa ämnen.

Slam från reningsverk används i många länder som gödsel för att utnyttja de fosforföreningar som finns i det. Problem kan dock uppstå när slammet innehåller ämnen som utsätter

organismer och ekosystem för risker. Majoriteten av all nonylfenol i naturen släpps ut när reningsverken gör sig av med slammet, till exempel genom att lägga ut det på åkrar. Därifrån förs det med annat organiskt material ut i akvatiska system såsom sjöar och hav (Ahel et al.

1994a). Det faktum att slam kan innehålla nonylfenol och andra farliga ämnen har debatterats

Figur 3. Procentandelen nonylfenol i olika stadier i ett reningsverk. Andelen nonylfenol minskade i

vattenmassan tills endast 12 % av den ursprungliga mängden fanns kvar. I slammet ökade mängden nonylfenol och efter behandlingen (reningsprocessen) av slammet hade mängden nonylfenol ökat till 640 %. Endast genomströmningen av nonylfenol mätted: omsättningen, det vill säga hur mycket som bryts ner och hur mycket som bildas framgår inte av informationen. Siffrorna uppmättes av Brunner et al. (1988).

5

i omgångar de senaste åren och mängden slam som läggs ut minskade kraftigt för ett par år sedan, möjligtvis till följd av detta. Enligt statistiska centralbyrån spreds cirka 19 000 ton torrsubstans av slam ut på jordbruksmark i Sverige år 2003 vilket är hälften så mycket jämfört med år 2000. Mängden ökade dock igen fram till 2010 då cirka 50 460 ton spreds ut (SCB 2012).

Omfattningen på utsläppen av nonylfenol varierar i olika länder på grund av olika regler, diverse frivilliga förbud och överenskommelser där till exempel vissa företag väljer att inte använda eller begränsa användningen av ämnet (Lintelmann et al. 2003).

Förekomst och spridning

Mätbara nivåer av nonylfenol har uppmätts i vatten, sediment, jord och i luft (Mao et al.

2012) dock är det i sediment och i naturligt förekommande grundvattensreservoarer (akviferer) som ämnet ansamlas i högre nivåer. En av faktorerna som avgör hur mycket av föroreningen som hamnar i grundvattnet är sedimentens permeabilitet: om sedimenten släpper igenom mycket vatten kommer mer nonylfenol transporteras ner i grundvattnet (Barber et al.

1988). När nonylfenol har hamnat i akviferer kan det färdas med grundvattnet och därmed spridas till andra ställen och påverka organismer och ekosystem där. Barber et al. (2009) mätte avståndet som nonylfenol rört sig med grundvattnet mellan 1985 och 2005 och kom fram till att det hade transporterats cirka 3500 m. Nonylfenols transport i vatten begränsas, på grund av dess låga vattenlöslighet, till stor del av ad- och absorption av partiklar och

sediment, något som i sin tur är beroende av mängden annat organiskt material i sedimenten (Barber et al. 2009).

Hur mycket nonylfenol som finns i olika områden beror på mängden och vilken typ av mänsklig aktivitet som finns i närheten. Tao et al. (2011) mätte nonylfenolkoncentrationer uppströms en stad, i stadsområdet samt nedströms från den. De allra lägsta nivåerna fanns uppströms där minst mänsklig aktivitet fanns. De såg en ökning av halter, inte bara spatialt utan även temporalt. Mellan 2008 och 2010 höjdes halten från 760,4 till 894,9 ng l

på samma provtagningsplats. Uppmätta nivåer varierar mellan ett tiotal ng l

till flera hundra µg l

men en generell trend syns relativt tydligt: halterna i Asien är högre än de i Europa och USA (Mao et al. 2012). Anledningen till att det finns mer nonylfenol i asiatiska vatten är de förbud och restriktioner som införts i Europa. Flera länder utanför Europa har inte utfört några åtgärder för att minska utsläppen eller användningen av NPE. Det finns även flera länder där användandet har ökat de senaste åren, Kina och Indien är två exempel (Mao et al. 2012).

Något som måste tas med i beräkningen när undersökningar utförs ute i naturen är tillfälliga miljöaspekter. Om mycket vatten rinner, eller har runnit, genom systemet som mätningar utförs i, till exempel efter ett kraftigt regn, kommer nonylfenolen att spädas ut (Tao et al.

2011). Detta sker under regnperioder i de länder som har sådana och under vårens

snösmältning i länder som Sverige. Även perioder med mycket sol, såsom sommaren, bidrar till att hålla nere nivåerna då strålning bidrar till stor del till nonylfenols nedbrytning i

vattenmassan. Andra faktorer som kan påverka koncentrationen och som behöver tas i åtanke vid studier är syrgasnivåer, den ursprungliga NPE-koncentrationen, bionedbrytning,

bioackumulering, utbyte mellan luft och vatten, temperatur, omblandning i vatten och sediment samt ad- och absorption (Tao et al. 2011).

Reglemente

Nonylfenol är reglerat i REACH-förordningen (Registration, Evaluation, Authorisation and

restriction of CHemicals). Där står det att nonylfenol inte får placeras på marknaden om

6

koncentrationen är över eller lika med 0,1 %. Detta gäller i rengöringsprocesser om inte det används i ett slutet system där rengöringsmedlet förbränns eller återvinns. Det gäller även andra användningsområden såsom kosmetika, spermiedödande medel och behandling av textiler, återigen om det inte sker i ett slutet system alternativt om vattnet förbehandlas för att ta bort organiska ämnen innan det släpps ut i de vanliga reningsprocesserna (EC 2006).

Reglementet berör inte nivåerna av nonylfenol i färdiga textilier vilket betyder att det kan finnas kvar som rester i produkter som behandlats i enlighet med reglerna som beskrivs ovan.

Reglementet berör inte heller textilier som importeras från länder utan ovanstående

begränsningar. År 2008 beslutades det att den som importerar över ett ton per år av ett ämne som ska ut på marknaden är skyldig att anmäla detta till Europeiska kemikaliemyndigheten senast en månad efter att det släppts på marknaden (ECHA 2012).

Sverige kommer under 2013 att lämna in ett underlag till Europeiska kemikaliemyndigheten för utökade restriktioner angående nonylfenol. Underlaget registrerades i Europeiska

kemikaliemyndighetens avsiktsregister 17 april och beräknas vara klart och lämnas in 2 augusti.

Effekt på fisk

Hur mycket nonylfenol som tas upp i fisk är beroende av exponeringskoncentrationen. Ju högre nonylfenolkoncentrationen är i vattnet är desto mer tas upp i fisken och desto allvarligare blir skadorna. Förhållandet mellan halten av en förorening i en organism och halten i den omgivande miljön, det vill säga vattnet, kallas för biokoncentrationsfaktor (BCF).

För att kunna jämföra BCF mellan arter med olika fetthalter i kroppen dividerar man BCF med andelen fettvävnad. Dessa faktorer kan skilja sig i stor grad mellan arter, BCF för nonylfenol i Pimephales promela (knölskallelöja) är 180 medan värdet för Lepomis macrochirus (Blågälad solabborre) ligger på 50 (Spehar et al. 2010). BCF-värdet för L.

macrochirus är lägre än väntat med tanke på att logKow värdet ligger på 4,2 för nonylfenol.

Med ett logKow-värde på 4,2 borde det finnas mer nonylfenol i kroppen än vad som uppmättes, något som kan förklaras med att nonylfenol bryts ner till en viss grad inuti organismen. (Spehar et al. 2010).

LC50 – Dödlig koncentration 50 %

Olika studier har kommit fram till olika LC50-värden, dock verkar de flesta ligga mellan 0,1- 0,3mg l

(Tabell 1).

Tabell 1. LC50-värden (dödlig koncentration 50 %) för olika fiskarter. Värdena varierar lite mellan olika studier och olika arter men de flesta ligger mellan 0,1 – 0, 3mg l^–1.

Embryo /Juvenil /Adult

Art Exponeringsti

d (tim)

LC50 (mg l

)

Källa

J Salmo salar 96 0,16 McLeese et al. 1981

J Salvelinus fontinalis - 0,145 Armstrong & Kingsbury 1979

J Salmo gardineri - 0,230 Armstrong & Kingsbury

1979

E Oryzias latipes - 0,46 Gray & Metcalfe 1997

A Oryzias latipes 48 1,4 Yoshimura 1986

- Flera arter 96 0,1-0,3 Arslan et al. 2007

7 Östrogenliknande effekt

En kemikalie som beter sig på samma sätt som östrogener kallas för en xenoöstrogen. Sådana ämnen är vanligtvis fettlösliga; de är ofta mono- eller difenoliska ämnen med en eller flera sidokedjor som ger dem hydrofoba egenskaper (Routledge et al. 1997). Nonylfenol har en aromatisk ring men uppnår sin hydrofobicitet genom sin kolvätekedja (Figur 1). Det är alltså ett hormonstörande ämne och olika isomerer av nonylfenol har olika stark östrogen effekt (Preuss et al. 2006). Det finns till och med några isomerer som agerar som kompetitiva östrogenantagonister in vitro, de är dock endast närvarande i små mängder i utsläpp vilket betyder att den totala effekten ändå blir östrogen (Preuss et al. 2010). Alkylgruppens position

i bensenringen påverkar styrkan på den

östrogenliknande effekten: om den sitter i ortho- position är nonylfenol relativt svagt östrogent, om den sitter i meta-position är den lite starkare och den är som starkast om gruppen sitter i para-position (Figur 4) (Routledge et al. 1997, Lintelmann et al. 2003). De östrogenliknande egenskaperna beror även på

sidokedjans struktur. Stora förgreningar på β-kolet samt en huvudkedja med 4-6 kol ger den starkaste östrogena effekten (Shioji et al. 2006, Gabriel et al. 2008).

Nonylfenol binder till östrogenreceptorn (Jobling et al. 1993, Preuss et al. 2010), något som kan bevisas genom att tillsätta tamoxifen tillsammans med nonylfenol (Jobling et al. 1993).

Tamoxifen, som är en östrogen-antagonist, har samma effekt på nonylfenol som på estradiol (Jobling et al. 1993). Generellt sett bör man akta sig för att dra för starka paralleller mellan olika arter då de ofta skiljer sig från varandra i många avseenden. Exempel på detta är metabolism, biotillgänglighet och hur de tar upp ämnen. Nonylfenol har olika affinitet för östrogenreceptorn i olika fiskarter men trots detta verkar den generella östrogenliknande aktiviteten vara ungefär lika stor (Routledge et al. 1997). En generell trend är att juveniler är mer känsliga för nonylfenols östrogena effekt (Del Giudice et al. 2012).

Liksom hormonet vars effekt det efterliknar är nonylfenols påverkan på benfisk komplex och inte alltid lätt att förutspå. Ett sätt att försöka förutspå potentiella effekter är att se hur

naturliga östrogener beter sig. Estradiol har en stimulerande inverkan på tillväxt hos fisk, något som visat sig stämma även för nonylfenol inom vissa koncentrationsintervall (Gray &

Metcalfe 1997). Nedan följer en beskrivning av de östrogena effekter som observerats hos benfisk:

Vitellogenin

Att nonylfenol härmar östrogeners effekt visar sig bland annat genom att vitellogenin- nivåerna påverkas (Christiansen et al. 1998, Gimeno et al. 1998, Korsgaard et al. 1998, Del Giudice et al. 2012). Vitellogenin är ett lipo-glyko-fosfoprotein som är viktig vid

ägguleproduktion hos ovipara djur (Covens et al. 1987). Hos vertebrater syntetiseras det i levern, varifrån det utsöndras till blodet för att sedan tas upp i äggstockarna genom pinocytos (Covens et al. 1987). Nonylfenol inducerar transkription av vitellogenin samt stabiliserar dess mRNA genom att förhindra nedbrytning i cytosolen (Brock & Shapiro 1983), två egenskaper som leder till förhöjda nivåer av proteinet. Vitellogenin fungerar således som en biomarkör för nonylfenol och andra östrogena kemikalier (Heppell et al. 1995). Genen för proteinet är närvarande i alla individers genom men vanligtvis uttrycks det bara i vuxna honor. Vid

närvaro av östrogener eller xenoöstrogener kan även hanar och juvenila honor börja producera det (Olivereau et al. 1962 refererad i de Vlaming et al. 1980, Jobling et al. 1996).

Figur 4. Styrkan i den östrogenliknande effekten beror på alkylkedjans position på den aromatiska ringen.

8 Könskaraktärer

Nonylfenol kan påverka testiklarna, till exempel genom att inhibera syntesen av androgena hormoner (Christiansen et al. 1998). Ämnet orsakar skador i sertolicellerna, det vill säga de celler som bland annat förser de blivande spermierna med näring (Christiansen et al. 1998, Sayed et al. 2012). Christiansen et al. (1998) undersökte hur hanar som exponerats för

nonylfenol under spermatogenesen blev påverkade och fann att de hanar som behandlades vid ett tidigt stadie endast hade skadade sertoliceller medan de som exponerades under ett sent stadie även hade skador på spermier. När under utvecklingen fisken exponeras är alltså en faktor som påverkar hur allvarliga skadorna blir. Utvecklingen av testiklar går långsammare om nonylfenol finns närvarande när reproduktionssystemet bildas medan fisk som redan har fullt utvecklade könsorgan inte påverkas i lika hög grad (Jobling et al. 1996). De är dock inte helt oberörda av miljögiftet. Xenoöstrogener har visat sig påverka proliferation och tillväxt i de odifferentierade celler som finns i könsorganen hos hanfisk, något som kan leda till utveckling av feminina könskaraktärer såsom äggledare och äggceller. Detta har noterats i både Oryzias latipes (japansk medaka) (Gray & Metcalfe 1997) och Cyprinus carpio (karp)(Gimeno et al. 1998). Lahnsteiner et al. (2005) undersökte nonylfenols påverkan på flera reproduktionsfaktorer hos Oncorynchus mykiss (regnbåge) och fann att mjölkevolymen minskade signifikant i volym vid alla nivåer av nonylfenol som testades. Effekten, som även påvisades i studien som Christiansen et al. (1998) utförde, är troligtvis en följd av

spermatogenes-inhibering.

GnRH & gonadotropiner

Genuttryck av andra hormoner kan påverkas av det östrogena miljögiftet, något som stör deras normala funktioner. Gonadotropinfrisättande hormon (GnRH) och gonadotropiner (luteiniserande hormon - LH och follikelstimulerande hormon - FSH) som är involverade i reglering av gametogenesen, har visat sig påverkas av östrogener och xenoöstrogeners närvaro (Klungland et al. 1993, Jobling et al. 1996, Vosges et al. 2012). Anledningen till att GnRH-halterna blir högre är att antalet neuroner som utsöndrar hormonet ökar om fisken utsätts för nonylfenolexponering under embryonalutvecklingen (Vosges et al. 2012).

Östrogener har neurotrofiska och skyddande egenskaper för neuroner (Behl 2002) så det är logiskt att nonylfenolexponering skulle ge samma effekt och på så vis ge upphov till det förändrade neuronantalet. Nonylfenols närvaro påverkar LH- och FSH-nivåerna på olika sätt:

LH ökar och FSH minskar, båda i enlighet med hur de reagerar på naturligt östrogen (Sayed et al. 2012).

Osmoreglering

Nonylfenoler verkar också inhiberande på mekanismer som reglerar osmos i kroppen, till exempel genom att minska aktiviteten hos Na/K-pumpar (McCormick et al. 2005).

Osmoreglering är en livsviktig funktion för alla arter, inte minst de som migrerar mellan söt- och saltvatten. Nonylfenol har alltså en negativ effekt på de fysiologiska förändringar som tillåter migrerande fiskar att byta miljö från sötvatten till saltvatten (Madsen et al. 1997, McCormick et al. 2005).

Neurotoxisk effekt

Nonylfenols effekt på det centrala nervsystemet är inte särskilt välstuderat i fisk jämfört med

däggdjur, och orsakerna bakom flera av de effekter som har uppmärksammats är fortfarande

oklara. Något man har noterat är att föroreningen påverkar genuttrycket av flera gener i

hjärnan som är inblandade i nedbrytning och syntes av neurosteroider. Neurosteroider är

viktiga för hjärnans utveckling och de novo-syntesen av dessa inhiberas vid exponering för

9

nonylfenol under utvecklingsstadiet (Sierra 2004, Arukwe 2005, Lyssimachou & Arukwe 2007). Några gener vars uttryck reduceras är StAR, P450scc och CYP11β (Sierra 2004, Arukwe 2005). StAR står för ”Steroidogenic Acute Regulatory protein” och är det protein som transporterar kolesterol över det yttre membranet i mitokondrien. Detta är det

hastighetsreglerade steget i neurosteroidsyntesen. När kolesterolet har transporterats över med hjälp av StAR kan det komma i kontakt med det membranbundna enzymet P450scc som omvandlar det till pregnenolon som sedan kan konverteras vidare och bilda diverse

neurosteroider, till exempel progesteron (Sierra 2004). CYP11β är ett enzym som katalyserar bildningen av kortisol och kortikosteron (Arukwe 2005, Lyssimachou & Arukwe 2007).

Dessutom är den inblandad i syntesen av 11-ketotestosteron i fisk, ett ämne som till exempel är inblandat i utveckling av testiklarna (Lyssimachou & Arukwe 2007). CYP1A1 och CYP3A är aktiva under nedbrytningen av xenobiotiska ämnen och steroider. De uppvisar en speciell respons på nonylfenol då halterna av proteinerna först sjunker men sedan ökar och blir signifikant högre än de ursprungliga värdena. De ingår i hjärnans försvar och konstant

förhöjda värden av CYP1A1 och CYP3A kan potentiellt påverka nivåer av endogena steroider (Arukwe 2005). Hur stark effekten av nonylfenolen blir beror på koncentrationen av

föroreningen samt hur länge organismen exponeras (Sierra 2004, Arukwe 2005, Lyssimachou

& Arukwe 2007).

Exponering för nonylfenol under utvecklingen leder till ett reducerat antal kolinerga (acetylkolinutsöndrande) neuroner (Ton et al. 2006) samt minskar antalet kolinerga

muskarinreceptorer (MChR). Effekten på uttrycket av MChR varierar mellan olika arter enligt en studie som utfördes av Jones et al. (1998). Oncorhynchus clarki henshawi (Lahontans strupsnittsöring) och O. mykiss reagerade vid koncentrationen 0,22 mg l

medan i

Oncorhynchus apache (apachelax) syntes en signifikant skillnad redan vid 0,05 mg l

. De övriga arterna som undersöktes i studien, Pimephales promelas (knölskallelöja) och Ptychocheilus lucius (colorado-squawfisk), visade ingen signifikant minskning i antalet MChR efter exponering för nonylfenol.

Antiandrogen effekt

Många studier har undersökt nonylfenol som ett xenoöstrogent ämne men det har även visat sig på senare år att det har antiandrogena egenskaper (Lee et al. 2003, Jolly et al. 2009). Med detta menas att nonylfenol binder in och agerar som en icke-kompetitiv inhibitor på

androgenreceptorn (AR). Nonylfenol stör flera steg i ARs aktivitet. Det inhiberar den androgeninducerade aktiviteten genom att störa interaktionen mellan AR och dess kofaktor, interaktionen med androgener och ARs förflyttning över cellkärnans membran. Nonylfenols påverkan på reproduktion och utveckling har visat sig mer komplex än vad man först trodde i och med att androgener, liksom östrogener, spelar en stor roll i dessa. (Lee et al. 2003)

Reproduktion och utveckling

Nonylfenol kan ha en negativ påverkan på befruktningsframgång, kläckning och

yngelutveckling redan i så låga koncentrationer som 0,1 µg l

, åtminstone in vitro. Yngel som exponeras för nonylfenol under utvecklingen har högre mortalitet och en högre frekvens av morfologiska skador (Chaube et al. 2013). Lahnsteiner et al. (2005) fann i sin undersökning att andelen embryon som överlevde tills ögonen var helt pigmenterade minskade vid

nonylfenolkoncentrationer på 280 ng l

. Vid den här halten såg man även en minskning av

antal yngel med gulesäck (35,6 %). Den högsta exponeringsnivån som testades var 750 ng l

vid vilken samma slags effekter uppstod fast i större skala, till exempel minskade antalet

yngel med gulesäck med hela 67 %. De morfologiska skadorna som kan uppstå innefattar till

exempel ofullständig utveckling av stjärten så att den blir kortare än vanligt, böjd, svullen

10

eller får en bredare spets än normalt (Figur 5) (Kammann et al. 2009, Klempt et al. 2013).

Just utvecklingen av en bredare spets på stjärtfenan har bara setts vid närvaro av isomeren p353-nonylfenol (Figur 2). De här morfologiska skadorna beror troligtvis på problem med cellmigrering vid bildandet av mesodermet. Andra skador som kan uppstå är nekros längst ut på stjärtfenan (Klempt et al. 2013), förvrängda kroppar, oorganiserad myotomvävnad och ofullständig slutning av neuralröret (Chaube et al. 2013).

Chaube et al. (2013) gjorde en studie på embryon och yngel där de visade att skadorna till följd av nonylfenolexponering är både dos- och tidsberoende. Doserna de använde var 0,1 och 1,0 µg l

nonylfenol, och ynglen exponerades antingen under 5, 24, 48 eller 72 timmar. Yngel som exponerades för en låg dos fick skadade keratinocyter, fler slemkörtlar och deformerade veckningar i det yttre epitelet. Vid 1,0 µg l

blev effekterna värre och vid den längsta

exponeringstiden med 1,0 µg l

nonylfenol överlevde inga av de nykläckta ynglen.

Anledningen till att inga yngel överlevde var att skadorna var så stora att ynglen inte hade något fungerande yttre mekaniskt försvar. Epitelet var deformerat och det kemiska försvaret var förstört på grund av de stora porerna till slemkörtlarna.

Ägg är generellt sett inte lika känsliga för miljögifter i vattnet som spermier. De tar helt enkelt inte upp lika mycket tack vare de skyddande lagren som de har (Lahnsteiner et al. 2005). Ägg är exponerade på samma sätt som spermierna endast under en kort period som infaller precis när de lämnat honans kropp. Vatten transporteras då in och ut tills en jämvikt av salter har uppnåtts (hardening) (Chaube et al. 2013).

Figur 5. Morfologiska skador på 48 timmar gamla embryon av arten Danio rerio (zebrafisk) som exponerats för olika isomerer av nonylfenol (namnen på isomererna står inom parentes i figuren). Skadorna innefattar outvecklad (kort), för bred, förvriden (böjd) och svullen stjärt.

Modifierad från Klempt et al. 2013.

11 Tyroideahormoner (TH)

Tyroideahormoner reglerar olika fysiologiska förändringar i fisk, till exempel tillväxt och metamorfos och en kraftig minskning av dessa kan leda till bland annat utvecklingsproblem i äggstockarna (Supriya et al. 2005). I en studie som utfördes 2005 av McCormick et al.

upptäcktes det att nonylfenol orsakar en minskning i tyroideahormon-halter. Halterna av tyroxin (T

) minskade mest och det krävdes högre halter av nonylfenol för att påverka trijodtyronin-halten (T

). Först antogs det vara kopplat till samma östrogenreceptorer som orsakar att vitellogeninhalterna ökar. En jämförelse mellan dosresponsen hos de två effekterna fick dock McCormick et al. att överge den teorin eftersom de inte stämde överens med

varandra. Istället tros nonylfenol påverka TH-halter genom att interagera med något steg i deras regleringsprocess som inte sker genom interaktion med östrogenreceptorn (McCormick et al. 2005). Forskningen kring nonylfenols påverkan på TH har fokuserats på däggdjur och endast få studier har utförts på fisk. En studie som utfördes av Keen et al. (2005) fick inte samma resultat som McCormick et al.(2005); de fann ingen signifikant skillnad varken i T

eller T

. Senare studier styrker dock resultaten från 2005 som säger att nonylfenol orsakar en minskning i TH-halter, främst T

(Zaccaroni et al. 2009, Sayed et al. 2012).

Kronisk vs akut toxicitet

Hur allvarliga skador nonylfenol ger upphov till beror inte bara på mängden nonylfenol utan även exponeringstiden (Lahnsteiner et al. 2005). Flertalet arter av fisk, både söt- och

saltvattenslevande, har visat sig ta mer skada av exponering för låga nivåer av nonylfenol under en längre tid jämfört med höga kortvariga exponeringar (Spehar et al. 2010). Detta är problematiskt då fisk ute i naturen har en relativt konstant exponering, även om den i många fall är låg. Ute i naturen finns det alltså risk för att organismer påverkas vid lägre nivåer än de som beräknas i många studier eftersom de exponeras under en lång tid (Lahnsteiner et al.

2005). På samma sätt kan det innebära att de nivåer som uppmätts i vattendrag kan leda till allvarliga skador även om nivåerna inte anses vara höga (Spehar et al. 2010).

Cocktail-effekt

Hur en kemikalie reagerar och påverkar naturen och organismer beror inte bara på dess egna egenskaper. Flera kemikalier kan tillsammans ge en effekt som är större eller mindre än de enskilda kemikaliernas effekter sammanslagna, något som kallas för ”Cocktail-effekten” eller kombinationseffekt (Celander 2011). Det finns flera xenoöstrogener som binder till samma domän som nonylfenol, till exempel o,p-DDT, genistein, och 4-octylfenol (Payne et al. 2000).

De olika ämnena agerar additivt till varandra och eftersom nonylfenol i stort sett alltid finns i närvaro av andra östrogener och xenoöstrogener kan till synes låga nivåer av nonylfenoler ändå vara skadligt för organismer genom att de bidrar till en östrogenliknande effekt som orsakas av flera olika ämnen (Payne et al. 2000, Thorpe et al. 2003). Ett exempel på ett sådant scenario är kombinationen med nonylfenol och atrazine. Atrazine är en pesticid som har toxisk effekt på fisk. När låga nivåer av pesticiden kombinerades med nonylfenolhalter som var för sig inte var tillräckligt höga för att påverka uppstod signifikanta skillnader i både Na/K-ATPase-aktivitet och vitellogeninhalter i plasman hos Salmo salar (atlantlax) (Moore et al. 2003).

Diskussion

Att nonylfenol är ett ämne som i fel doser kan orsaka skador på fisk såväl som andra

organismer är ett väletablerat faktum. Exakt hur nonylfenol påverkar olika organismer samt i

vilka doser det är tillräckligt skadligt för att orsaka allvarliga effekter på populations- och

ekosystemsnivå är oklart. Många studier har utförts för att ge svar på detta. Flera av dem har

12

utförts in vitro, något som möjliggör experimentuppsättningar med kontrollerade miljöfaktorer och doser, och som därmed kan påvisa nonylfenols enskilda effekt på

försöksorganismen eller vävnaden i fråga. Nackdelen med sådana experiment är att de miljöer som undersöks in vitro inte återfinns ute i naturen. In vivo spelar många fler faktorer in, både kända och okända, något som gör det svårt att avgöra vilka av effekterna som orsakas av just ämnet nonylfenol. Att ämne som är skadligt in vitro betyder inte nödvändigtvis är det in vivo (Routledge et al. 1997), dock verkar detta inte vara fallet för nonylfenol med tanke på resultaten i de studier som utförts.

Cocktail-effekten är väldigt viktig att ha i åtanke i de här sammanhangen. Endast små mängder nonylfenol kan orsaka stor skada om andra östrogena ämnen är närvarande. Det betyder att de nivåer som krävs för att orsaka signifikant skada i experiment där fisken exponeras för enbart nonylfenol kan vara högre än de nivåer som krävs i naturen där cocktail- effekten spelar in. Det har inte utförts många studier på nonylfenol och andra ämnen

tillsammans men i de studier som utförts, till exempel i studien av Moore et al. (2003), har signifikanta kombinationseffekter uppmätts. Det har även visat sig att långtidsexponering för låga halter av nonylfenol kan orsaka större skador än kortare exponering med höga halter (Lahnsteiner et al. 2005, Spehar et al. 2010). Detta, tillsammans med cocktail-effekten, betyder att till synes ofarliga uppmätta halter alltså kan vara ett hot mot organismer och ekosystem (Payne et al. 2000). Mer studier behövs för att fullständigt klarlägga de här faktorerna.

Nonylfenol har ofta behandlats som ett och samma ämne men flera studier har visat att de olika isomererna har olika effekt och olika potens (ex. Gabriel et al. 2008, Chaube et al.

2013). I de flesta in vitro-studier som utförs används isomeren av nonylfenol med en rak alkylkedja, det vill säga 4-nonylfenol (Mao et al. 2012). Däremot brukar den oftast inte hittas i någon större utsträckning i faktiska utsläpp från reningsverk och industrier. Detta är viktigt att poängtera eftersom den bryts ned lättare än många andra isomerer, vilket kan betyda att de nivåer som fås fram in vitro inte stämmer överens med hur det är i naturen. Fler studier bör utföras på andra isomerer, helst blandningar med samma fördelning av isomerer som uppmätts i utsläpp. På så sätt kan nonylfenols effekter undersökas på ett sätt som är mer trovärdigt jämfört med hur det är ute i naturen.

Fisk har visat sig vara en av de mest känsliga grupperna för nonylfenols toxicitet och en rad skador uppstår vid nonylfenolexponering. Flera arter är mer känsliga för kronisk exponering av relativt låga halter jämfört med höghaltiga, kortvariga exponeringar (Spehar et al. 2010).

Detta, tillsammans med kombinationseffekter av andra östrogener och xenoöstrogener som släpps ut, gör nonylfenol till ett potentiellt mot fiskpopulationer. Många populationer är dessutom redan instabila på grund av andra faktorer såsom överfiske (Hutchings & Reynolds 2004). Även om nonylfenol ensamt inte skulle göra någon större skada i de koncentrationer som uppmätts på de flesta ställen kan det bli droppen som får bägaren att rinna över. Med tanke på att fiskar innehar så många olika roller i olika ekosystem kan nonylfenol orsaka allvarliga problem om det påverkar dem negativt på populationsnivå, inte minst för den biologiska mångfalden. Vi som människor är beroende av stabila fiskbestånd som källa till mat till oss själva och våra djur. Det ligger alltså inte bara i vårt samhälles intresse att minimera utsläpp av nonylfenol av etiska skäl, det finns även ekonomiska.

Är de regler som existerar nu tillräckliga? Nuvarande reglemente kräver en anmälan inom en

månad efter att nonylfenol släppts på marknaden inom EU (ECHA 2012). Det är något som

tål att ifrågasättas då en hel del av ämnet kan ha läckt ut i naturen innan eventuella kontroller

13

eller liknande utförts. Min personliga åsikt är inte bara att anmälan bör ske innan ämnet släpps på marknaden utan även att kontroller utförs, både av hanteringen av ämnet och att

information till allmänheten finns tillgänglig på ett lämpligt sätt. Reglementet berör inte nivåerna av nonylfenol i färdiga textilier vilket betyder att det kan finnas kvar som rester i dem. Textilier kan även importeras till EU från länder där reglerna för textilbehandling inte är så strikta, eller saknas helt. Som nämnt tidigare måste importen rapporteras, men många kläder och andra tyger hinner importeras och säljas på en månad.

En annan åtgärd som bör utföras är informationsspridning om nonylfenol såväl som andra kemikalier samt vikten av att bevara den biologiska mångfalden. En större medvetenhet bland människor i samhället kommer att leda till mer vaksamhet när det gäller kemikalier som finns i vår vardag och som påverkar miljön runtomkring oss. En tydligare och större mängd

information om nonylfenoler och andra toxiska ämnen måste nå ut till allmänheten på ett effektivt sätt. Det skulle vara ett stort steg framåt eftersom människor då har en ärlig chans att göra medvetna val. Detta skulle förhoppningsvis leda till ett högre konsumenttryck för fler nonylfenolfria textilier och andra produkter.

Slutsats

Nonylfenol är en xenoöstrogen med diverse skadliga effekter hos benfisk. Det agerar genom att påverka deras vitellogeninhalt, reproduktionsframgång, könsfördelning,

hormonutsöndring, tillväxt och utveckling av nervsystemet. Det finns i relativt låga nivåer i naturen, åtminstone i de flesta vattendragen där mätningar utförts, däremot kan nonylfenol orsaka allvarliga effekter på fiskpopulationer med tanke på långtidsexponering,

kombinationseffekter och att många populationer redan är instabila.

Begränsningar av användning och utsläpp av nonylfenol bör införas globalt, något som kan vara svårt att genomföra men ändå bör eftersträvas med till exempel internationella

påtryckningar. Nuvarande regler inom EU bör även täcka upp innehåll i textilier, bland annat eftersom en stor del av de kläder vi använder importeras från länder som inte täcks av dessa.

Det finns inte tillräckligt med kunskap angående kombinationseffekter med andra ämnen eller resultat av långtidsexponering, två områden som behöver undersökas närmare med mer forskning. De två faktorerna måste spela en viktig roll när besluten tas om vilka halter av ett ämne som får släppas ut och användas inom olika industrier.

EU har tagit ett stort steg framåt genom införandet av REACH-förordningen, ett positivt tecken på att det finns en vilja att göra något åt problemet med utsläpp av kemikalier. Den drivkraften bör nyttjas för att ta oss ännu längre. Genom att informera människor om miljögifter och deras effekt på dem själva och miljön runtomkring kan man engagera ännu fler i frågan. Det är viktigt eftersom detta är ett problem vars lösning bör involvera alla i samhället, inte bara beslutstagare och företag. Förhoppningsvis kommer vi på så sätt driva utvecklingen ännu närmare en giftfri miljö.

Tack

Tack till mina handledare Anna Brunberg och Björn Brunström, för er återkoppling på uppsatsen. Jag vill även tacka mina medstudenter Katrin Björk, Simon Eklöv, Max Persson och Malin Undin, för återkoppling och diskussioner som bidragit till att förbättra mitt arbete.

Tack även till Miriam Rubin och Sonel Singh för era kommentarer.

14

Referenser

Ahel M, Giger W. 1993. Aqueous solubility of alkylphenols and alkylphenol polyethoxylates.

Chemosphere 26: 1461–1470.

Ahel M, Giger W, Koch M. Maj 1994a. Behaviour of alkylphenol polyethoxylate surfactants in the aquatic environment— Occurrence and transformation in sewage treatment. Water Research 28: 1131–1142.

Ahel M, Scully F, Hoigne J, Giger W. APR 1994b. Photochemical degradation of nonylphenol and nonylphenol polyethoxylates. Chemosphere 28: 1361–1368.

Armstrong JA, Kingsbury PD. 1979. Interim Progress Report, Forest Pest Management Institute, Canadian Forestry Service, s.63, refererad i McLeese DW, Zitko V, Sergeant DB, Burridge L, Metcalfe CD. 1981. Lethality and accumulation of alkylphenols in aquatic fauna. Chemosphere 10: 723–730.

Arslan OC, Parlak H, Oral R, Katalay S. 2007. The effects of nonylphenol and octylphenol on embryonic development of sea urchin (Paracentrotus lividus). Archives of Environmental Contamination and Toxicology 53: 214–219.

Arukwe A. 2005. Modulation of brain steroidogenesis by affecting transcriptional changes of steroidogenic acute regulatory (StAR) protein and cholesterol side chain cleavage

(P450scc) in juvenile Atlantic salmon (Salmo salar) is a novel aspect of nonylphenol toxicity. Environmental Science & Technology 39: 9791–9798.

Barber L, Thurman E, Schroeder M, Leblanc D. 1988. Long-term fate of organic micropollutants in sewage-contaminated groundwater. Environmental Science &

Technology 22: 205–211.

Barber LB, Keefe SH, LeBlanc DR, Bradley PM, Chapelle FH, Meyer MT, Loftin KA, Kolpin DW, Rubio F. 2009. Fate of sulfamethoxazole, 4-nonylphenol, and 17β-estradiol in groundwater contaminated by wastewater treatment plant effluent. Environmental Science

& Technology 43: 4843–4850.

Behl C. 2002. Oestrogen as a neuroprotective hormone. Nature Reviews Neuroscience 3:

433–442.

Bradley PM, Barber LB, Kolpin DW, McMahon PB, Chapelle FH. 2008. Potential for 4-n- nonylphenol biodegradation in stream sediments. Environmental Toxicology and Chemistry 27: 260–265.

Brock M, Shapiro D. 1983. Estrogen stabilizes vitellogenin messenger-RNA against cytoplasmic degradation. Cell 34: 207–214.

Brunner PH, Capri S, Marcomini A, Giger W. 1988. Occurrence and behaviour of linear alkylbenzenesulphonates, nonylphenol, nonylphenol mono- and nonylphenol diethoxylates in sewage and sewage sludge treatment. Water Research 22: 1465–1472.

Celander MC. 2011. Cocktail effects on biomarker responses in fish. Aquatic Toxicology 105:

72–77.

Chaube R, Gautam GJ, Joy KP. 2013. Teratogenic effects of 4-nonylphenol on early embryonic and larval development of the catfish Heteropneustes fossilis. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 64: 554–561.

Christiansen T, Korsgaard B, Jespersen A. 1998. Induction of vitellogenin synthesis by nonylphenol and 17 beta-estradiol and effects on the testicular structure in the eelpout Zoarces viviparus. Marine Environmental Research 46: 141–144.

Cordy GE, Duran NL, Bouwer H, Rice RC, Furlong ET, Zaugg SD, Meyer MT, Barber LB, Kolpin DW. 2004. Do pharmaceuticals, pathogens, and other organic waste water

compounds persist when waste water is used for recharge? Ground Water Monitoring and

Remediation 24: 58–69.

15

Covens M, Covens L, Ollevier F, De Loof A. 1987. A comparative study of some properties of vitellogenin (Vg) and yolk proteins in a number of freshwater and marine teleost fishes.

Comparative Biochemistry and Physiology Part B: Comparative Biochemistry 88: 75–80.

Del Giudice G, Prisco M, Agnese M, Verderame M, Rosati L, Limatola E, Andreuccetti P.

2012. Effects of nonylphenol on vitellogenin synthesis in adult males of the spotted ray Torpedo marmorata. Journal of Fish Biology 80: 2112–2121.

Gabriel FLP, Routledge EJ, Heidlberger A, Rentsch D, Guenther K, Giger W, Sumpter JP, Kohler H-PE. 2008. Isomer-specific degradation and endocrine disrupting activity of nonylphenols. Environmental Science and Technology 42: 6399–6408.

Giger W, Brunner PH, Schaffner C. 1984. 4-nonylphenol in Sewage Sludge: Accumulation of toxic metabolites from nonionic surfactants. Science 225: 623–625.

Gimeno S, Komen H, Gerritsen AGM, Bowmer T. 1998. Feminisation of young males of the common carp, Cyprinus carpio, exposed to 4-tert-pentylphenol during sexual

differentiation. Aquatic Toxicology 43: 77–92.

EC 2006. Regulation (EC) No 1907/2006 of the European parliament and the council of 18 December 2006 concerning the Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals (REACH), establishing a European Chemicals Agency, amending Directive 1999/45/EC and repealing Council Regulation (EEC) No 793/93 and Commission Regulation (EC) No 1488/94 as well as Council Directive 76/769/EEC and Commission Directives 91/155/EEC, 93/67/EEC, 93/105/EC and 2000/21/EC. Official Journal of the European Union L 396/1, 30.12.2006.

ECHA 2012. Hur ett ämne anmäls till klassificerings- och märkningsregistret, Praktisk vägledning 7, version 1.1. ECHA-1-B-01.1-SV. Europeiska kemikaliemyndigheten, juni 2012.

Gray MA, Metcalfe CD. 1997. Induction of testis-ova in Japanese medaka (Oryzias latipes) exposed to p-nonylphenol. Environmental Toxicology and Chemistry 16: 1082–1086.

Heppell SA, Denslow ND, Folmar LC, Sullivan CV. 1995. Universal Assay of Vitellogenin as a Biomarker for Environmental Estrogens. Environmental Health Perspectives 103: 9- 15.

Hutchings JA, Reynolds JD. 2004. Marine fish population collapses: Consequences for recovery and extinction risk. Bioscience 54: 297–309.

Jarvis IWH, Bergvall C, Bottai M, Westerholm R, Stenius U, Dreij K. 2013. Persistent activation of DNA damage signaling in response to complex mixtures of PAHs in air particulate matter. Toxicology and Applied Pharmacology 266: 408–418.

Jobling S, Sumpter JP. 1993. Detergent components in sewage effluent are weakly oestrogenic to fish: An in vitro study using rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) hepatocytes. Aquatic Toxicology 27: 361–372.

Jobling S, Sumpter JP, Sheahan D, Osborne JA, Matthiessen P. 1996. Inhibition of testicular growth in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) exposed to estrogenic alkylphenolic chemicals. Environmental Toxicology and Chemistry 15: 194–202.

Jolly C, Katsiadaki I, Morris S, Le Belle N, Dufour S, Mayer I, Pottinger TG, Scott AP. 2009.

Detection of the anti-androgenic effect of endocrine disrupting environmental

contaminants using in vivo and in vitro assays in the three-spined stickleback. Aquatic Toxicology 92: 228-239.

Jones SB, King LB, Sappington LC, Dwyer FJ, Ellersieck M, Buckler DR. 1998. Effects of

carbaryl, permethrin, 4-nonylphenol, and copper on muscarinic cholinergic receptors in

brain of surrogate and listed fish species. Comparative Biochemistry and Physiology C-

Pharmacology Toxicology & Endocrinology 120: 405–414.

16

Kammann U, Vobach M, Wosniok W, Schäffer A, Telscher A. 2009. Acute toxicity of 353- nonylphenol and its metabolites for zebrafish embryos. Environmental Science and Pollution Research 16: 227–231.

Keen P, Higgs DA, Hall KJ, Ikonomou M. 2005. Effects of dietary exposure of 4-nonylphenol on growth and smoltification of juvenile coho salmon (Oncorhynchus kisutch). Science of the Total Environment 349: 81-94.

Klempt M, Vobach M, Wiegand H, Preuss T, Schäffer A, Kammann U. 2013. 353- nonylphenol induces expression of the T-box6 gene in zebrafish embryos - linking transcriptional information with deformities. Journal of Fisheries Sciences 7:30–42.

Klosterhaus SL, Stapleton HM, La Guardia MJ, Greig DJ. 2012. Brominated and chlorinated flame retardants in San Francisco Bay sediments and wildlife. Environment International 47: 56–65.

Klungland H, Andersen Ø, Kisen G, Aleström P, Tora L. 1993. Estrogen receptor binds to the salmon GnRH gene in a region with long palindromic sequences. Molecular and Cellular Endocrinology 95: 147–154.

Korsgaard B, Ladegaard Pedersen K. 1998. Vitellogenin in Zoarces viviparus: Purification, quantification by ELISA and induction by estradiol-17β and 4-nonylphenol. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Pharmacology, Toxicology and Endocrinology 120:

159–166.

Lahnsteiner F, Berger B, Grubinger F, Weismann T. 2005. The effect of 4-nonylphenol on semen quality, viability of gametes, fertilization success, and embryo and larvae survival in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Aquatic Toxicology 71: 297–306.

Lee HJ, Chattopadhyay S, Gong E-Y, Ahn RS, Lee K. 2003. Antiandrogenic effects of

bisphenol A and nonylphenol on the function of androgen receptor. Toxicological Sciences 75: 40–46.

Lintelmann J, Katayama A, Kurihara N, Shore L, Wenzel A. 2003. Endocrine disruptors in the environment (IUPAC Technical Report). Pure and Applied Chemistry 75: 631–681.

Lyssimachou A, Arukwe A. 2007. Alteration of brain and interrenal StAR Protein, P450scc, and Cyp11β mRNA levels in Atlantic salmon after nominal waterborne exposure to the synthetic pharmaceutical estrogen ethynylestradiol. Journal of Toxicology and

Environmental Health, Part A 70: 606–613.

Madsen SS, Mathiesen AB, Korsgaard B. 1997. Effects of 17β-estradiol and 4-nonylphenol on smoltification and vitellogenesis in Atlantic salmon (Salmo salar). Fish Physiology and Biochemistry 17: 303–312.

Mao Z, Zheng X-F, Zhang Y-Q, Tao X-X, Li Y, Wang W. 2012. Occurrence and

Biodegradation of nonylphenol in the environment. International Journal of Molecular Sciences 13: 491–505.

Marín ML, López J, Sánchez A, Vilaplana J, Jiménez A. 1998. Analysis of potentially toxic phthalate plasticizers used in toy manufacturing. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 60: 68–73.

McCormick SD, O’Dea MF, Moeckel AM, Lerner DT, Björnsson BT. 2005. Endocrine disruption of parr-smolt transformation and seawater tolerance of Atlantic salmon by 4- nonylphenol and 17β-estradiol. General and Comparative Endocrinology 142: 280–288.

McEvoy J, Giger W. 1986. Determination of linear alkylbenzenesulfonates in sewage sludge by high-resolution gas chromatography/mass spectrometry. Environmental Science &

Technology 20: 376–383.

McLeese DW, Zitko V, Sergeant DB, Burridge L, Metcalfe CD. 1981. Lethality and

accumulation of alkylphenols in aquatic fauna. Chemosphere 10: 723–730.

17

Moore A, Scott AP, Lower N, Katsiadaki I, Greenwood L. 2003. The effects of 4-

nonylphenol and atrazine on Atlantic salmon (Salmo salar L) smolts. Aquaculture 222:

253–263.

Olivereau M, Ridgway G. 1962. Endocrinologie - Cytologie hypophysaire et antigene serique en relation avec la maturation sexuelle chez oncorhynchus species. Comptes Rendus Hebdomadaires Des Seances De L Academie Des Sciences 254: 753–&, refererad i De Vlaming V, Wiley HS, Delahunty G, Wallace RA. 1980. Goldfish (Carassius auratus) vitellogenin: Induction, isolation, properties and relationship to yolk proteins. Comparative Biochemistry and Physiology Part B: Comparative Biochemistry 67: 613–623.

Payne J, Rajapakse N, Wilkins M, Kortenkamp A. 2000. Prediction and assessment of the effects of mixtures of four xenoestrogens. Environmental Health Perspectives 108: 983- 987

Preuss TG, Gehrhardt J, Schirmer K, Coors A, Rubach M, Russ A, Jones PD, Giesy JP, Ratte HT. 2006. Nonylphenol isomers differ in estrogenic activity. Environmental Science &

Technology 40: 5147–5153.

Preuss TG, Gurer-Orhan H, Meerman J, Ratte HT. 2010. Some nonylphenol isomers show antiestrogenic potency in the MVLN cell assay. Toxicology in Vitro 24: 129–134.

Routledge EJ, Sumpter JP. 1997. Structural features of alkylphenolic chemicals associated with estrogenic activity. Journal of Biological Chemistry 272: 3280–3288.

Sayed AH, Mahmoud UM, Mekkawy IA. 2012. Reproductive biomarkers to identify endocrine disruption in Clarias gariepinus exposed to 4-nonylphenol. Ecotoxicology and Environmental Safety 78: 310–319.

SCB. 2012. Statistik över spridning av avloppslam 2010. Statistiska meddelanden 22SM 1201.

Shioji H, Tsunoi S, Kobayashi Y, Shigemori T, Ike M, Fujita M, Miyaji Y, Tanaka M. 2006.

Estrogenic activity of branched 4-nonylphenol isomers examined by yeast two-hybrid assay. Journal of Health Science 52: 132–141.

Sierra A. 2004. Neurosteroids: The StAR protein in the brain. Journal of Neuroendocrinology 16: 787–793.

Spehar RL, Brooke LT, Markee TP, Kahl MD. 2010. Comparative toxicity and

bioconcentration of nonylphenol in freshwater organisms. Environmental Toxicology and Chemistry 29: 2104–2111.

Supriya A, Raghuveer K, Swapna I, Rasheeda MK, Kobayashi T, Nagahama Y, Gupta AD, Majumdar KC, Senthilkumaran B. 2005. Thyroid hormone modulation of ovarian recrudescence of air-breathing catfish Clarias gariepinus. Fish Physiology and Biochemistry 31: 267-270.

Tao X, Tang C, Wu P, Han Z, Zhang C, Zhang Y. 2011. Occurrence and behaviour of nonylphenol and octylphenol in Nanming River, Guiyang City, China. Journal of Environmental Monitoring 13: 3269–3276.

Thorpe KL, Cummings RI, Hutchinson TH, Scholze M, Brighty G, Sumpter JP, Tyler CR.

2003. Relative potencies and combination effects of steroidal estrogens in fish.

Environmental science & technology 37: 1142–1149.

Ton C, Lin Y, Willett C. 2006. Zebrafish as a model for developmental neurotoxicity testing.

Birth Defects Research Part A: Clinical and Molecular Teratology 76: 553–567.

Vosges M, Kah O, Hinfray N, Chadili E, Le Page Y, Combarnous Y, Porcher J-M, Brion F.

2012. 17α-Ethinylestradiol and nonylphenol affect the development of forebrain GnRH neurons through an estrogen receptors-dependent pathway. Reproductive Toxicology 33:

198–204.

Yoshimura K. 1986. Biodegradation and fish toxicity of nonionic surfactants. Journal of the

American Oil Chemists’ Society 63: 1590–1596.

18

Zaccaroni A, Gamberoni M, Sirri R, Mordenti O, Scaravelli D, Sarli G, Parmeggiani A.

2009.Thyroid hormones as a potential early biomarker of exposure to 4-nonylphenol in adult male shubunkins (Carassius auratus). Science of the Total Environment 407: 3301–

3306.

Omslagsbild

Jumping salmon at Murray's Cauld, Philiphaugh © Copyright Walter Baxter and licensed for

reuse under Creative Commons Licence