Hotet mot vår reproduktion- Bisfenol A Linnea Bergström

Hotet mot vår reproduktion- Bisfenol A

Linnea Bergström

Independent Project in Biology

Hotet mot vår reproduktion- Bisfenol A

Linnea Bergström

Självständigt arbete i biologi, ht 2013

Sammandrag

Mediarapporteringen kring människans påverkan på miljön, klimatförändringar och utsläpp har ökat. Samhället i stort verkar nu öppna ögonen och försöker se och undersöka hur vissa ämnen i vår närhet påverkar oss organismer, människor som djur. Bisfenol A eller BPA är ett av de vanligaste hormonstörande ämnena som produceras i världen och det används till många olika produkter. Ämnet finns i allt från tandfyllningar, plastförpackningar och lim till visir och CD- skivor. Flera hormonstörande effekter har kunnat ses på ett antal olika organismer när de exponerats för ämnet och i nuläget undersöks det om lagar behöver stramas åt för att minska spridning och intag av BPA.

Inledning

Människan påverkar naturen på många olika sätt. Vi bygger vägar och dämmer upp floder, vilket påverkar djurens naturliga habitat. Vi besprutar våra odlade grödor med mänskligt producerade kemikalier och kör runt i fordon som släpper ut tungmetaller och avgaser. Ett tidigt tecken på att människans påverkan på naturen inte var helt problemfri var när forskare upptäckte att

kemikalien diklordifenyltrikloretan eller DDT, som utbrett användes som insektsmedel,

påverkade djurlivet negativt på flera sätt. Ämnet förbjöds i Sverige i mitten av 1970-talet efter att det kunnat påvisas att en stor mängd starar dött efter att de exponerats för DDT, att exponering för ämnet kunde leda till förtunnade skal hos vissa fåglar och att ämnet även kunde uppmätas hos vattenlevande organismer i Östersjön (Kihlström 2006, Bignert et al. 2010).

Förutom att bespruta våra grödor med insektsgifter producerar vi människor många ämnen för att förenkla våra dagliga liv. En del av de ämnen som släpps ut i våra ekosystem är så kallade

hormonstörande ämnen, t.ex. DDT, ämnen som på något sätt påverkar det hormonella systemet hos människor eller djur (Crews et al. 2000). De vanligaste formerna av hormonstörande ämnen är de som liknar östrogener eller fungerar som antagonister till dem. Det har i många fall

dokumenteras att hormonstörande ämnen stört olika arters reproduktiva förmåga, detta då störningar lätt kan uppstå i det endokrina systemet.

Produktionen av olika sorters plast är stor. Plaster är ett mångsidigt material, ofta billiga, starka, hållbara material med hög värmetålighet och elektriskt isolerande egenskaper. Då

världsekonomin i nuläget har ett stort behov av billiga, lättproducerade material har produktionen

och användningen av plast ökat väsentligt de senaste 60 åren. Den har gått från cirka en halv

miljon ton år 1959 till mer än 260 miljoner ton år 2008 (Thompson et al. 2008). Många av dessa

plaster hamnar sedan i våra vattendrag och marker, med följder och skador på vår natur vilka i

förväg är svåra att bedöma. Plasterna består till stor del av mjukgörare eller andra ämnen som ger

dem sina specifika egenskaper och det är främst dessa kemikalier som skadar djur och natur

(Thompson et al. 2008).

En av dessa kemikalier, vilken även varit väl omskrivet under senare år, är Bisfenol A (BPA).

BPA syntetiserades år 1891 av Aleksandr Dianin och undersöktes på 1930-talet när forskare letade efter syntetiskt östrogen (Vandenberg et al. 2009). Ämnet finns i ett flertal

vardagsprodukter såsom konservburkar, CD-skivor och vissa färger och tillsätts i plaster för att öka dess hårdhet. Då ämnet finns i många produkter har en stor andel av befolkningen mätbara mängder BPA i kroppen. Urinprover från en referensgrupp i USA pekade på att 95 procent av de vuxna individerna hade BPA i kroppen (Calafat et al. 2004).

Syftet med den här uppsatsen är att sammanfatta och ge en bild av vad Bisfenol A är för ämne, dess kemiska egenskaper, verkningsmekanismer, spridning i naturen, lagar vilka reglerar spridning av ämnet och påverkan på olika organismer. Det handlar främst om amfibier och däggdjur med oss människor inkluderade.

Arbetet redogör endast för artiklar skrivna före årsskiftet 2011/2012 och hänvisar uteslutande till artiklar som inte mottagit ekonomiskt stöd från företag. Exempel på undersökningar utförda av forskargrupper vilka mottagit stöd finns dock med. Påverkan på övriga organismer, såsom bentisk fauna, mikroorganismer, fiskar, fåglar samt bakterier, virus etc. redovisas inte i detta arbete.

Fysikaliskt kemiska egenskaper

2,2-Bis (4-hydroxyfenyl) propan, 2,4-dihydroxybenzofenon, 4,4’-Isopropylidenedifenol,

Bisfenol A eller BPA är alla namn på en vanlig organisk förening. BPA består av två fenolgrupper bundna med en propankedja och har molekylformeln (CH

)

C(C

H

OH)

. Ämnet framställs genom en reaktion mellan aceton och fenol, se fig 1. Beroende på tillverkare håller BPA en renhetsgrad på 99,0- 99,8 procent, med föroreningar som fenol, vatten, eller orto- och

paraisomerer av BPA. Orto- och paraisomerer är kemiska föreningar med samma molekylformel men annan struktur det ämne de är para-/ortoisomerer till. Undersökningar har visat på en betydligt lägre renhet, 95,3- 96,8 procent, med fler föroreningar än orto- och paraisomerer (Terasaki et al. 2004).

Figur 1. Reaktion mellan två fenoler och aceton vilket bildar kemikalien Bisfenol A.

(Wikimedia commons 2011)

BPA har många fysiokemiska egenskaper, några av de viktigaste är beskrivna i tabell 1. Både smält- och kokpunkten för BPA är höga, vilket leder till att BPA i ”naturliga miljöer” är ett vitt eller gulvitt fast ämne, ofta i form av flingor eller pulver (European Comission 2003). Ångtrycket hos BPA, det tryck då ett ämnes förångning är i jämvikt med dess flytande och fasta tillstånd, är relativt lågt. Detta betyder att sannolikheten att BPA skulle spridas i gasform är låg. BPA har påvisats en löslighet i vatten på 300 ± 5 mg/l vid normal temperatur. Ingen signifikant variation av löslighet inom intervallet pH 4-10 eller vid olika jonstyrka har kunnat ses, utan lösligheten verkar vara relativt konstant (European Comission 2003, Shareef et al. 2006).

Fördelningskoefficienten mellan oktanol och vatten, log K

, är en kvot av mängden ämne löst i N-oktanol jämfört med mängden ämne löst i vatten. Det används för att förutsäga ett ämnes fördelning i naturliga miljöer och dess koncentration i organiska material (Walker et al. 2006).

Med en fördelningskoeffecient på 3,4 har BPA en cirka 2500 gånger högre löslighet i oktanol än i vatten och sannolikheten för ett effektivt upptag från mag-tarmkanalen är hög. Flampunkten, den lägsta temperatur där ånga från ett ämne kan tändas direkt i luften, är för BPA ungefär 207°C och temperaturen då det självantänder är ungefär 532°C. BPA klassas inte som ett oxidationsmedel, vilket betyder att det inte är frätande (European Union Risk Assessment Report 2003).

Parameter Värde/resultat

CAS-nummer CAS no. 80-05-7

Fysiskt tillstånd vid normal temperatur och tryck (20°C,

1atm) Fast, vita flingor eller pulver

Fördelningskoefficient (log Kow) 3,4

Kokpunkt 360°C vid 101,3 kPa

Löslighet i vatten 300mg/l

Relativ densitet Cirka 1,1 -1,2 kg/m3 vid 25°C

Renhet 99-99,8%

Smältpunkt 155-157°C

Vanliga föroreningar Fenol, vatten, eller orto- och paraisomerer av BPA

Ångtryck 5,3 x10⁻9 kPa vid 25°C

Tillverkning och spridningsvägar

BPA har på senare år producerats i stora mängder och produktion i Europa under 2003

uppskattades till 700 000 ton/år i Europa (European Commission 2003). Förutom den Europeiska produktionen importeras även stora mängder av ämnet, både i ren form och som innehåll i olika varor. Ämnet används framför allt i produktionen av polykarbonat och epoxi (Wetherill et al.

2007). Polykarbonat är en plast som liknar plexiglas, och då den är stark och stöttålig används den bland annat i mat- och dryckesbehållare, plastfilm för mat, CD-skivor, hjälmvisir, dörr- och butiksfönster (European Comission 2008, Andrady et al. 2009). I epoxi, en form av härdplast med flera olika kemiska egenskaper som används inom många branscher, fungerar BPA som en prekursor (European Comission 2008). Det betyder att kemikalien används som utgångsmaterial för syntes av andra produkter. Epoxi används bland annat i plasthinnor på insidan av

konservburkar och pappersförpackningar, som material i golv, plastkonstruktionsmaterial och

Tabell 1. Fysikaliskt kemiska egenskaper hos Bisfenol A (BPA). (European Commission 2003)

som bindemedel i lim och färg (Statistiska Centralbyrån, European Commission 2008).

Förutom polykarbonat och epoxi, vilka är de vanligaste användningsområdena, används BPA även i fenolformaldehyd, mer känt som bakelit, plastburkar, termopapper (kvittorullar), omättad polyester med mera (European Commission 2008). Förutom att kemikalien i sig finns tillsatt i diverse vanliga varor finns även synteskemikalier till BPA i bland annat flamskyddsmedel, vissa tandfyllningar och -lagningar (Meerts et al. 2001, Kitamura et al. 2004). Dessa synteskemikalier är ämnen som efter omvandling eller nedbrytning bildar BPA (Olsen et al. 1996). I fallet med tandfyllningar och lagningar är de en form av härdplast och via tandfyllningar har BPA läckt från synteskemikalien bisfenol A- glycidylmetakrylat (bis-GMA). Detta har kunnat påvisas då BPA har uppmätts i saliv en timme efter behandling med tandfyllning som innehåller bis-GMA (Olea et al. 1996).

Spridning via föda

Då BPA finns i plasthinnorna på insidan av konserv- och aluminiumburkar, samt andra matförpackningar och dessa mat- och dryckesvarorna är vanliga, är sannolikheten stor att kemikalien läcker ut från någon av dessa. Flera forskargrupper har undersökt spridning via mat eller matförpackningar och undersökningar har visat att den största delen av det BPA som kommer in i kroppen gör det via födan (Rudel et al. 2011). Man har kunnat uppmäta BPA i vätskan hos grönsaker som legat i burkar med plasthinna, vilka sedan autoklaverats (Brotons et al. 1995). BPA har även kunnat uppmätas i destillerat vatten som legat i autoklaverade

polykarbonatflaskor, vilket kan betyda att ämnet även läcker från produkter tillverkade i polykarbonat. (Krishnan et al. 1993). Något som är intressant är att högre nivåer av ämnet har kunnat uppmätas hos matvaror med ett pH på 7, jämfört med de matvaror som var basiska eller sura (Schecter et al. 2010). Anledningen till att BPA verkar lösas ut till större del vid neutralt pH är osäker och bör därmed undersökas mer (Biedermann-Brem et al. 2008, European Commission 2010).

Konserverad mat löper stor risk att kontamineras av BPA då den placeras i burkar med plasthinna vilka autoklaverats. Efter autoklavering och förpackning förvaras den konserverade maten ofta i månader innan den säljs. Längre tid i förpackningen innebär längre tid för eventuell BPA att lösa ut och det innebär en större risk för en ökad mängd i maten (Krishnan et al. 1992, Brotons et al.

1995).

En undersökning utförd i Japan kunde visa en korrelation mellan BPA-halt i urinen och

konsumtionen av drycker på burk. Undersökningen utfördes under två år, 1992 och 1999, och en minskning av BPA kunde ses under det senare året, sannolikt på grund av att många företag tog bort BPA från plasthinnan i läskburkar och andra drycker på burk (Matsomoto et al. 2002). En 66-procentig minskning av mängden BPA-metaboliter i urinen kunde ses, när en försöksgrupp under en period endast åt varor vilka inte var konserverade eller paketerade (Rudel et al. 2011).

Förutom att BPA har uppmätts i vätskor och varor som varit i kontakt med produkter vilka

innehåller ämnet, har det även kunnat uppmätas i produkter vilka inte paketerats i material

innehållande BPA. Några exempel på detta är ägg (Rudel et al. 2011), färsk kalkon och

bröstmjölksersättning (Schecter et al. 2010).

Luftburen spridning

En spridningsväg, som inte lika ofta uppmärksammas som den via födan, är spridning via luften.

Många av de miljöer vi vistas i har golv av plast, plastfärg på väggar, inredning i plast och tekniska apparater som till stora delar består av plast. När vi befinner oss i dessa miljöer är det sannolikt att det finns BPA i de dammpartiklar vi andas in. Flera undersökningar har gjorts för att studera förekomsten av BPA i damm. Enligt Wilson et al. (2007) kunde det uppmätas halter av BPA i mer än 50 procent av all inomhusluft och även i trasor som använts till att torka ytor i inomhusmiljö.

Mätningar i belgiska kontor och hem gav värden mellan 4685–8380 respektive 535-9730 ng BPA/g. Medianvärdet låg på 1460 ng BPA/g damm (Geens et al. 2009). Mätvärdena var i genomsnitt 5-10 gånger högre på kontoren än i de hem som undersöktes. Mätvärden från USA visar 50 respektive tio gånger lägre värden än de från undersökningen som Geens et al. (2009) presenterade (Rudel et al. 2003, Wilson et al. 2007). Damm har uppskattats bidra med mellan en och tio procent av den dagliga exponeringen för BPA (Loganathan et al. 2010) och ämnet har hittats i 95 procent av dammprover tagna i östra USA (Geens et al. 2009).

Wilson et al. 2007 gjorde en intressant observation då de påvisade att barn som kom från familjer med låg inkomst hade 40 procent högre värden av BPA i urinen än barn från medel- eller

överklassen. Det innebär att den socioekonomiska statusen eventuellt kan korreleras till exponeringen för BPA.

Nedbrytning och metaboliter

BPA kan brytas ned av de flesta organismer, mikrooganismer inkluderade. Många stammar av bakterier kan ses bryta ned BPA, både bakterier i jord (Sasaki et al. 2005) och i vatten (Kang et al. 2002, Kang et al. 2005). Av 26 undersökta svamparter kunde elva av dem bryta ner mer än 50 procent av det BPA de utsattes för, medan fyra kunde bryta ner en än större andel av kemikalien (Chai et al. 2003). Även vissa växter, växtplankton (Kang et al. 2005), fiskar (Yokota et al. 2002, Lindholst et al. 2003) och fåglar kan bryta ner BPA (Halldin et al. 2001). När det kommer till däggdjur och oss människor bryter vi ned BPA i levern via glukuronsyra- och sulfatkonjugering (Yokota et al. 1999, Inoue et al. 2001). En skillnad i glukuronsyrakonjugering hos råttor och människor har noterats. då den initiala hastigheten i glukonsyrakonjugering är lägre i människor alltså har det spekulerats i att människan bryter ned BPA mindre effektivt och är därmed mer känslig än råttor (Elsby et al. 2001). En skillnad i mängd av enzymet UDP-

glucuronosyltransferas, UGT, vilket katalyserar nedbrytningen, har uppmätts vara lägre hos foster än hos vuxna människor (Strassburg et al. 2001). Detta pekar på att foster eventuellt bryter ned BPA mer långsamt än vuxna människor.

Halveringstiden för BPA är 0,2 dagar i atmosfären (European Comission 2008) och i jord mellan en och 180 dagar (European Commission 2000). I naturligt vatten har ämnet en halveringstid på 15 dagar med 97 procent nedbrutet efter 75 dagar (European Comission 2008). Olika

nedbrytningstider har uppmätts beroende på temperaturen och bakteriemängden i proverna, med

en längre nedbrytningstid vid lägre temperatur. Mängden nedbruten BPA var vid fyra grader 20

procent medan det vid 20 grader efter 20 dagar inte kunde att uppmätas någon BPA i proverna

(Kang et al. 2002). Undersökningar utförda av Cousins et al. 2002 har pekat på halveringstider

mindre än en vecka i jord och ytvatten vid aerob nedbrytning. Detta är betydligt kortare än den

tid som EU-kommissionen använder som referens.

Verkningsmekanism

Bisfenol A är en så kallad hormonstörande kemikalie, ett naturligt förekommande eller

artificiellt framställt ämne som uppvisar hormonlika egenskaper. Hormonstörande kemikalier kan i vissa fall påverka hormonreceptorerna till vilka det hormon de liknar annars binder till, genom

blockering eller aktivering. Strukturellt liknar BPA det mänskliga könshormonet 17β-estradiol, E2, då de bägge har en struktur med en fenolgrupp samt en OH-grupp bunden i vardera änden, se fig. 2. Med sin strukturella likhet med E2 fanns misstankar om att ämnet kan binda till samma receptorer som det endogena hormonet, detta har sedan bekräftats av bland annat Gould et al. (1998).

Det finns flera olika former av östrogenreceptorer (ER). Vissa av dem är bundna i cellkärnan, medan andra är bundna i cellmembranen och ytterligare andra är belägna i cytosolen (Vandenberg et al.

2009). När det gäller cellkärnsbundna ER (ER α och ER β) har undersökningar påvisat att BPA kan binda till dessa. Affinitet till ER β är cirka tio gånger högre än till ER α (Gould et al. 1998, Kuiper et al. 1998, Richter et al. 2007). E2 har en 10 000 gånger högre affinitet till

östrogenreceptorerna än vad BPA har, alltså är det mindre sannolikt att BPA binder till ER än att E2 gör det (Kuiper et al. 1998, Richter et al. 2007, Weitherell et al. 2007).

När BPA binder till icke cellkärnsbundna receptorer har ämnet lika hög affinitet som östrogen (Weitherell et al. 2007). Ett av de stora problemen när en hormonstörande kemikalie binder till ER är att det hormonstörande ämnet saknar eller har ändrade möjligheter att aktivera vissa regioner av DNA:t. Detta kan leda till aktivering av receptorn vid fel tillfälle och tidpunkt, vilket ökar sannolikheten för förändringar i vävnadsrespons och vävnader (Wetherill et al. 2007). Som tidigare nämnts finns det fler östrogenreceptorer, än de som är bundna i cellkärnan, vilka kan binda BPA (Vandenberg et al. 2009). Undersökningar har påvisat att BPA kan binda till mER, en membranbunden receptor vilken liknar ER α (Watson et al. 2007).

Det är inte bara ER som påverkas av exponering för BPA utan det kan även sköldkörtelreceptorer, TR, som TRα och TRβ. Undersökningar har visat på att BPA verkar antagonistiskt mot

sköldkörtelhormonet trijodtyroin, T3, genom blockering av TR (Moriyama et al. 2002). När BPA binder till TR minskar möjligheten för T3 att göra detsamma. Detta kan leda till förändringar i transkription av gener, detta då då T3 påverkar transkription styrd av TR. Det som även kunnat ses är att affiniteten mellan BPA och TR är betydligt lägre än den mellan BPA och ER (Moriyama et al. 2002). Det är inte bara T3 som kan påverkas när en organism exponeras för BPA. Hos råttor som exponerats för BPA strax före födseln har förhöjda nivåer av sköldkörtelhormonet T4

uppmätts strax efter födseln (Zoeller et al. 2005).

Figur 2. Molekylstrukturerna av Bisfenol A, överst och 17β-estradiol, nedan. (Wikimedia commons 2013)

Förutom påverkan på sköldkörtelreceptorer och östrogenreceptorer har BPA även kunnat påvisas binda till en fri receptor i cellkärnan, östrogen-relateradreceptor epsylon, vilken påverkar

transkription samt diffrentiering och mognad av den fetala hjärnan (Tagayanaki et al. 2006, Matsushima et al. 2007,).

Dosresponskurvor

Man trodde länge att en större mängd av ett ämne var det som gjorde att responsen blev större.

Numera har forskning visat att det inte generellt är så (Welshons et al. 2003, Vandenberg et al.

2009). Dosresponskurvor är kurvor som beskriver förhållandet mellan mängden av en kemikalie och dess respons. För att mäta responsen av en kemikalie utför man experiment med olika koncentrationer av kemikalien och därmed kan man se hur dosresponskurvan ser ut. I figur 3 redovisas tre olika varianter på dosresponskurvor.

Den första, A, är en dosresponskurva med tröskelvärde. Dessa typer av dosresponskurvor orsakas främst av icke cancerogena ämnen och koncentrationerna före tröskeln är såpass låga att de inte ger någon effekt (Welshons et al. 2003). Man kan alltså bli utsatt för en mängd upp till tröskeln utan att se någon respons. Tröskelvärdet är värdet mellan NOEL (No Observed Effect Level), den högsta mängden vilken inte ger respons, och LOEL (Lowest Observed Effect Level) den lägsta mängd vilken ger en respons. Vid en högre mängd än tröskelvärdet ses en respons.

Kurva B i Figur 3 är en så kallad linjär dosresponskurva och orsakas främst av cancerogena ämnen (Vandenberg et al. 2009). I en linjär dosresponskurva kan man se en effekt av dosen även vid låga koncentrationer. Då kurvan är linjär kan responsen vid en viss dos användas för att räkna ut responsen av en annan dos.

Undersökningar har dock visat att varken tröskeldosresponskurvan eller den linjära

dosresponskurvan fungerar bra för beskrivning av vissa hormoners påverkan på organismer.

Responsen kan bättre beskrivas med icke monotona dosresponskurvor. (Welshons et al. 2003, Vandenberg et al. 2009). I den icke monotona dosresponskurvan, se fig 3 kurva C, kan respons ses vid intermediära doser och minskning av respons vid låga och höga doser. I de U-formade dosresponskurvorna ses en effekt vid låga och höga doser men inte vid intermediära doser (Vandenberg et al. 2009).

Figur 3, Exempel på dosresponskurvor. A: dosresponskurva med tröskel, B: linjär dosresponskurva och C: icke monoton dosresponskurva. Omritad efter Vandenberg et al. (2009).

För att kunna undersöka om det rör sig om en ickemonoton dosresponskurva måste försök utföras med ett stort antal olika koncentrationer. Ett antal av dessa doser bör även vara lägre än LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level eller den lägsta dosen utan negativ effekt) för att få fram rätt data (Calabrese et al. 2001). Studier har visat på att det är mycket få undersökningar, en procent, som är utförda så att en eventuell ickemon dosresponskurva kan observeras (Calabrese et al. 2001). BPA är ett av de ämnen vilka följer en ickemonoton dosresponskurva (Murray et al.

2007, Richter et al. 2007). Ingen bra bild har dock funnits tillgänglig för att illustrera detta fenomen i denna uppsats.

Exempel på påverkan på olika organismer

Det är inte bara vi människor som riskerar att påverkas av de kemikalier vi producerar, utan även andra organismer. Som tidigare nämnts riskerar BPA att läcka in i vår föda, men även till åkrar, skogar, älvar, bäckar och sjöar via luftburen spridning eller annan typ av spridning från hushåll och industrier. Många toxikologiska försök utförs på försöksdjur för att kunna uppskatta en eventuell påverkan på människor, men även för att se hur olika djur- eller växtgrupper påverkas av en viss kemikalie.

Reptiler och amfibier

Amfibier är en djurgrupp som på grund av sin genomsläppliga hud och att de ofta lever i vattendrag är extra intressanta att undersöka ur toxikologisk synpunkt. Det är inte bara amfibiernas hud som är känslig för föroreningar i naturen, de genomgår även en så kallad metamorfos där flera av livsstadierna är förlagda i vatten vilket därmed gör dem extra känsliga (O'Shea et al. 2002).

Vanlig groda (Rana temporaria) är en vanligt förekommande groda i stora delar av Europa.

Grodan lägger sina ägg i grunda vatten, vilket ökar risken för att de utsätts för stora mängder UV- strålning. BPA sprids, likt många andra ämnen, även i vatten och kan därmed påverka

vattenlevande organismer. En forskargrupp, Koponen et al. (2002), undersökte hur BPA påverkar resistansen mot UVB hos embryon. Undersökningen visade att dödligheten bland embryon som exponerats för 1000 mg BPA/l var högre än hos de embryon som exponerats för lägre doser av ämnet. Påverkan kunde ses både på embryon som varit utsatta för strålning och hos dem som inte varit det, med en starkare påverkan hos de som utsatts för BPA och UVB i kombination

(Koponen et al. 2002). Det är intressant att notera att UVB-dosen som embryona utsattes för var mycket hög, men enligt forskarlaget kan denna mängd strålning uppmätas i naturen under vår och höst. Då grodynglen utvecklas under våren, när UVB-halten är hög, är det extra relevant att undersöka den kombinerade påverkan av BPA och UVB.

Påverkan har kunnat ses även på andra amfibier. Undersökningar har utförts på afrikansk

klogroda (Xenopus laevis) med stor variation i resultaten. Forskargrupperna Kloas et al. (1999)

och Levy et al. (2004) visade på att de grodor som utvecklats under påverkan av BPA avvek från

den förväntade könskvoten på 50 procent hanar och 50 procent honor. Undersökningen påvisar

att närvaro av BPA under grodynglens utveckling tenderade att feminisera grodorna och därmed

kläcks ett större antal honor än hannar. I de bägge undersökningarna pekade resultaten på samma

kontakt med BPA (Iwamuro et al. 2003, 2006). Dess störningar ledde till missbildningar i huvudregionen hos yngel, skolios (krökt ryggrad) samt försämrad utveckling

matspjälkningssytem och nervsystem (Iwamuro et al. 2003). Iwamuros undersökning utförd år 2003 visade att förändringar kunde ses både i utvecklingen av embryon och i larvstadiet under metamorfosen, grodyngelfasen. I undersökningen utförd år 2006 av Iwamuro et al. kunde stora förändringar i svanslängd ses hos ynglen, detta då BPA tycks motverka sköldkörtelhormonet T3 genom blockering av TRα och TRβ vid låga koncentrationer (10

- 10

M). BPA sågs påverka organismen vid lägre koncentrationer än de som använts i tidigare forskning (Iwamuro et al.

2006). Värt att nämna är att Pickford et al. (2003) utförde en liknande undersökning men kom fram till andra resultat än de tidigare nämnda. I denna studie kunde inga avvikelser från ovan nämnd könskvot uppmätas. Det som då är intressant att notera är att undersökningen utförd av Pickford har fått bidrag från flera olika kemikalieföretag.

Förändringar i könskvot inducerad av BPA har inte bara setts hos amfibier utan även hos reptiler.

Stoker et al. (2003) undersökte påverkan av E2 och BPA under embryoutvecklingen hos embryon från kajmaner (Caiman latirostris), en art ur krokodilsläktet. Kajmaner, likt många andra reptiler, har en temperaturpåverkan på sina ägg där temperaturen äggen utsätts för avgör könet på

avkomman. Detta kan eventuellt göra dem extra känsliga för påverkan av xenoöstrogener.

Undersökningen utfördes genom att utsätta äggen för olika temperaturer, i kombination med antingen BPA eller E2. Försöksäggen utsattes för den temperatur vilken normalt ger hanar respektive honor, 33 grader Celsius respektive 30 grader Celsius. Därefter exponerades de för olika koncentrationer av antingen E2 eller BPA. Försöket ledde till att hundra procent av de embryon som utsatts för antingen E2 (1,4 ppm, 90 mg/ägg) eller BPA (140 ppm, 9mg/ägg) och inkuberats vid 33 grader Celsius kläcktes som honor. En liknande påverkan från BPA som E2 kunde påvisas, med skillnaden att E2 var 10 gånger mer potent än BPA i sin påverkan på de födda organismernas kön. Vid lägre doser av E2 och BPA, 0,014 respektive 1,4ppm, skedde inga

förändringar i könskvoten. Men väl allvarliga störningar på spermieledarnas utseende, bland annat har tomma lumen observerats, vilka annars innehåller omogna icke fullt utvecklade spermier (Stoker et al. 2003).

Exempel på påverkan på däggdjur

Undersökningar har påvisat att placentan inte fungerar som en barriär för BPA, då BPA har kunnat uppmätas i råttfoster där modern exponerats för BPA (Takahashi et al. 2000). Tsutsumi et al. (2005) kunde uppmäta BPA i serum och follikelvätska, vilket påvisar att BPA kan passera placentan och in i fostret. Högre BPA nivåer kunde ses hos individer med polycystiskt ovariesyndrom jämfört med individer utan detta syndrom. Förhöjda BPA nivåer kunde även uppmätas i fostervattnet under vecka 15-18 (Tsutsumi et al. 2005).

Förändringar i hjärnan i form av ökad mRNA för det protein som ansvarar för glutamattransport har kunnat uppmätas i hjärnan hos honmöss vilka exponerats för BPA (Wolstenholme et al.

2011). Lägre koncentrationer luteiniserande hormon, LH, det hormon som bland annat startar

ägglossningen, har uppmätts hos vuxna honmöss vilka utsatts för BPA in utero (utsatts för ämnet

under fosterstadiet) (Rubin et al. 2001, Richter et al. 2007, Wolstenholme et al. 2011). En ökad

risk för bröstcancer pågrund av förändringar i bröstkörtlar har kunnat ses hos möss vilka utsatts

för BPA in utero (Murray et al. 2007, Betancourt et al. 2010) och ökad celldelningshastighet hos

MCF-7 vilken är en kommersiellt tillgänglig cancerlinje som ofta används vid experimentella

studier av östrogena ämnen (Krishnan et al. 1993). Rubin et al. (2001) kunde se en högre

kroppsvikt hos de djur vilka utsatts för BPA som nyfödda och skillnaden i kroppsvikt kunde även uppmätas hos de vuxna individerna. Även beteendeförändringar i form av förhöjd aktivitetsnivå (Masuo et al. 2004) och ändrat beteendemönster i form av ökad noskontakt, minskad lekfullhet samt att honråttor har uppvisat minskat intresse för hanar (Wolstenholme et al. 2001, Porrini et al.

2005, Richter et al. 2007) har kunnat noteras hos möss och råttor. Jenkins et al. 2009, utförde försök på råtthonor med diande ungar och kunde uppmäta att exponering för BPA ökade andelen av de honliga avkommorna vilka uppvisade bröstcancer. Förutom bröstcancer har för tidig pubertet hos honavkommor som utsatts för BPA in utero kunnat påvisas (Ashby et al. 1998, Richter et al. 2007).

Hos råttor har en störning under oocyternas meiosfas noterats vid låga nivåer av BPA

20/40/100ng BPA/kg/dag hos honliga möss. Denna förändring manifesterar sig i förändrat antal kromosomer i dottercellen jämfört med i modercellen (meiotisk aneuplodi). Meiotisk aneuplodi är en av de vanligaste orsakerna till spontan abort hos människor (Hunter et al. 2003).

Hanavkommor har setts få minskad spermaproduktion samt ett större antal spermier med sämre mobilitet (Salian et al. 2009). Även förändringar på prostatan i form av ökad vikt och storlek och minskning av de testikulära testosteronnivåerna har kunnat ses (Richter et al. 2007). I en

undersökning utförd av Nieminen et al. (2002) undersöktes BPAs påverkan på åkersork (Microtus agrestis). Försöket bestod av injektion av BPA hos åkersorkar uppdelade i olika försöksgrupper för att undersöka hur de reagerade på BPA-exponering. Det främsta resultatet i undersökningen var en ökad dödlighet hos åkersorkar som utsatts för BPA. En fjärdedel av åkersorkarna dog och en ökning i koncentration av plasmatestosteron, koncentration av testosteron i blodet, kunde även uppmätas. En ökad dödlighet kunde ses hos alla försöksobjekt och denna varierade mellan olika individer.

Människan

Det är även viktigt att se hur mycket BPA människor exponeras för, och framförallt gravida kvinnor då deras avkommor riskerar att påverkas allvarligt. Därför har man undersökt urinen hos gravida kvinnor i olika länder för att se om BPA-exponeringen skiljer sig mellan länderna.

Undersökningen omfattade kvinnor från Norge, Nederländerna och USA. Det undersökningen visade var att de norska kvinnorna hade en högre halt BPA i sin urin jämfört med de andra kvinnorna (Ye et al. 2009).

En undersökning utförd av Schönfelder et al. 2002 uppmätte en högre koncentration av BPA i hanliga foster än i honliga foster. De nivåer BPA som de gravida kvinnorna utsattes för kunde jämföras med det intervall som i djurstudier eventuellt är toxiskt mot reproduktiva organ i både hanlig och honlig avkomma. BPA kunde uppmätas både i plasma hos kvinnorna, i placentan och barnets plasma, vilket pekar på att BPA går igenom placentan. Schönfeldt et al. (2002) uppgav även att den BPA-halt de kunde uppmäta i kvinnorna kan ha samband med de förändringar som noterats på könsorgan hos nyfödda barn. Meeker et al. (2010) kunde i en undersökning se att mäns nivåer av E2, TSH och testosteron tenderade att korrelera till mängd BPA i urinen.

Regelverk och försök att reglera utsläpp

september år 2010 skrev in i lagen att ”ämnet utgör eller kan utgöra en fara för människors hälsa och för naturen” (Canada Gazette 2010). Detta ställningstagande tillsammans med ett förbud mot polykarbonat i nappflaskor, gjorde Kanada till ett av de första länderna som stiftade lagar

gällande BPA. Även EU följde samma exempel och den första mars 2011 blev det förbjudet att producera nappflaskor som innehåller BPA och även att importera och sälja dessa produkter inom EU (Livsmedelverket 2012). Dessa lagar infördes efter påtryckningar från Danmark och

Frankrike som redan ett år tidigare infört lagar vilka förbjöd nappflaskor gjorda av material innehållandes BPA (European Commision 2011). Även Australien och flera andra länder har valt att införa restriktioner i produktion och användning av produkter som innehåller BPA.

EU har fastslagit ett accepterat dagligt intag, ADI, på 0,05mg BPA/kg/dag och ämnet är

fortfarande tillåtet i produkter vilka är eller kommer att vara i kontakt med matvaror och drycker.

Som tidigare nämnts har undersökningar pekat på att BPA följer en ickemonoton

dosresponskurva. Därför kan det behövas ett annat regelverk än högsta intagsdos, detta då större påverkan ses vid lägre koncentrationer. Med detta i åtanke, samt frågan om den högsta

rekommenderade dosen, har EU börjat omvärdera BPA och dess risker.

I februari 2012, bestämde sig CEF-panelen (Connecting Europe Facility) att omvärdera riskerna för människor som exponeras för BPA via födan. Två grupper har skapats för en omvärdering av ämnet. Den ena ska utvärdera vilken hälsopåverkan BPA har och hur ämnet ska klassificeras, medan den andra gruppen fokuserar på människans exponering för BPA. Orsaken till grupperna var att flera nya forskningsrapporter och studier pekat på att BPA kan ha större påverkan på människor än vad som tidigare uppmätts. Undersökningen ska även ta upp övrig exponering för BPA, sådan som inte sker via födan, lågdoseffekter samt revidera rapporten från 2006 (European Food and Safety Authority 2011). Ett stort EU-möte ska äga rum i Parma den 14-15 juni år 2012, där beslut att gällande BPA ska tas.

Diskussion

Ovan har en rad olika egenskaper och effekter av BPA på olika organismer presenterats. Trots att ett stort antal negativa effekter har kunnat ses på olika organismer, såsom missbildningar i reproduktionssystem, är det fortfarande tillåtet att produkter som innehåller BPA får vara i kontakt med föda. Det är en viktig fråga att fundera över, om företags vinstintressen är värda de potentiella långsiktiga problem som miljön och vi människor kan få efter fortsatt användande av hormonstörande kemikalier.

Ett tecken på att företagen är intresserade av att visa BPA från dess positiva sida är att det finns

kemikaliespecifika internetsidor vilka endast tillhandahåller information om BPA, t.ex. sidan

http://www.bisphenol-a.org/. Där visar företagen tydligt upp information om hur ”ofarligt” detta

ämne är och anledningar till att inte vara orolig för dess effekter. Många undersökningar av BPA

har även mottagit ekonomiskt stöd av plastföretag och de undersökningarna visar oftare att BPA

inte har uppvisar negativ påverkan, alternativt en mindre påverkan än jämförbara undersökningar

utförda av oberoende parter. Exempel på dessa är Cousins et al. (2002) som uppmätte kortare

halveringstider för BPA än de tider som Europeiska kommissionen kommit fram till. Pickford et

al. (2003) kunde inte se någon påverkan av BPA på undersökta grodor, medan de erkända

forskarna Kloas och Levy kunde se en feminisering av dessa. Andra undersökningar pekade på

små alternativt inga effekter när organismer utsatts för BPA eller dess metaboliter. Om detta har

att göra med att de sponsrats av stora plastföretag ska vara osagt, men då andra undersökningar pekat på det motsatta kan informationen ifrågasättas. När Vom Saal et al. (2005) skrev sin artikel som handlade om de artiklar som publicerats om BPA, samt vikten av fler undersökningar av ämnet, hade det publicerats elva artiklar vilka fått ekonomiskt stöd av kemikalieföretag. Alla dessa artiklar pekade på att BPA inte hade någon signifikant negativ effekt på de organismer som studerats. Det fanns även 109 artiklar som inte hade fått ekonomiskt stöd av företag och 40 av dessa studier rapporterade effekter vid en lägre dos än referensdosen 50µg/kg/dag. Därför är det av yttersta vikt att undersökningar vilka inte har fått ekonomiskt stöd av företag, får bidrag och stöd från organisationer eller företag som inte har specifika intressen i det resultat

undersökningarna kan ge. Detta är viktigt för att kunna ge en mer objektiv bild av kemikaliers egenskaper och påverkan på organismer.

BPA är endast är ett av många ämnen människan skapat och producerar. Det är positivt att BPA till stor del har utretts och att mycket resurser lagts ned på att kartlägga ämnet. Det tillverkas hela tiden nya ämnen, vilka potentiellt kan påverka naturen och oss människor på ett negativt sätt.

Därför behövs fler utredningar av de ämnen som finns och även undersökningar av de som förbereds för att släppas på marknaden. Även fler utvärderingar om de bromerade och klorerade bisfenolerna och deras användning som flamskyddsmedel bör utföras. Detta då undersökningar kunnat påvisa att även dessa kan verka som hormonstörande ämnen genom bindning till ER (Meerts et al. 2001, Kitamura et al. 2004) och därmed öka mängden östrogenregulerat protein samt ett protein vilket associeras med bröstcancercellerna MCF-7 (Olsen et al. 2002). Förutom att tetrabromobisfenol A och tetraklorobisfenol A kan påverka ER har ämnena setts binda till TR och verka antagonistiskt mot hormonet T3 (Kitamura et al. 2002, Kitamura et al. 2004). Sedan skulle fler undersökningar behövas för att se vilka effekter BPA har vid olika doser, då det verkar vara ett ämne som följer en icke monoton dosresponskurva. Fler undersökningar, på hur BPA påverkar organismer i låga doser för att säkerställa dess effekt, skulle behövas. Även ökad forskning med fler nukleära hormonreceptorer än de redan undersökta, detta då BPA eventuellt kan påverka även dessa (Moriyama et al. 2002).

Vi människor exponeras aldrig för endast ett ämne utan är hela tiden utsatta för en mängd olika kemikalier och substanser, vilkas effekt vi inte vet allt om än. Dessa substanser kan ha en effekt ensamma och en annan tillsammans med ett annat ämne. Med det stora antal kemikalier som vi producerar kan en så kallad ”cocktaileffekt” uppkomma, där resultatet av påverkan från flera olika ämnen kan vara helt annorlunda än påverkan av vartdera ämnet för sig. Effekterna kan i vissa fall vara flerfalt högre än ämnena sammanslagna eller ge effekter vilka är mycket svåra att förutsäga. Produkter märkta ”BPA-fria” har visats innehålla hormonstörande ämnen, ibland med högre halt än de produkter som inte klassats som BPA-fria (Yang et al. 2011). Det är beklagligt att plaster som ska vara BPA-fria ändå innehåller hormonstörande ämnen, men pekar på att det är av yttersta vikt att fortsätta undersöka och märka de produkter som produceras och säljs runt om i världen.

Det skulle kunna skrivas flera hundratals sidor om påverkan på naturen, då ett stort antal djur-

och växtfamiljer och nyckelarter har undersökts. Sötvattensarter är mer välstuderade när det

gäller vattenlevande arter, medan det är en brist på undersökningar som visar påverkan på

saltvattensarter. Därmed är det svårt att få en nyanserad bild av BPAs påverkan på stora delar av

organismgrupper och hela ekosystemsundersökningar för att få en mer omfattande bild av hur BPA påverkar naturen i stort. Kostnaderna skulle bli enorma, men det kanske är det som behövs för att vara säker på att ett ämne inte orsakar stora skador på naturen.

Tack Ett stort tack till mina handledare Jan Örberg och Katariina Kiviniemi Birgersson som hjälpt mig och kommit med råd under processen. Tack även till Elin Nygårds, Ingrid Asker och Eva

Bergström för deras konkreta återkoppling som lett arbetet framåt.

Referenser

Andrady AL, Neal MA. 2009. Applications and societal benefits of plastics. Philosophical Transactions of the Royal Society: Biological Sciences 364: 1977-1984.

Ashby J, Tinwell H. 1998. Uterotrophic Activity of Bisphenol A in the Immature Rat.

Environmental Health Perspectives 106:719-720.

Betancourt AM, Eltoum IA, Desmond RA, Russo J, Lamartiniere CA. 2010. In utero exposure to bisphenol A shifts the window of susceptibility for mammary carcinogenesis in the rat.

Environmental Health Perspectives 118: 1614–1619.

Biedermann-Brem S, Grob K, Fjeldal P. 2008. Release of bisphenol A from polycarbonatbaby bottles: mechanisms of formation and investigation of worst case scenarios. European Food Research and Technology 227: 1053-1060.

Bignert A, Nyberg E, Asplund L, Eriksson U, Nylund K, Berger U. 2010. Åtgärder får effekter.

Vikman K, Brenner U, Tidlund A, Svärd M. Havet 2010. Naturvårdsverket, Motala.

Bornehag CG, Sundell J, Weschler CJ, Sigsgaard T, Lundgren B, Hasselgren M, Hagerhed- Engman L. 2004. The association between asthma and allergic symptoms in children and phthalates in house dust: a nested case-control study. Environmental Health Perspectives 112:1393-1397.

Brotons JA, Olea-Serrano MF, Villalobos M, Olea N. 1995. Xenoestrogens released from lacquer coating in food cans. Environmental Health Perspectives 103: 608–612.

Calafat AM, Kuklenyik Z, Reidy JA, Caudill SP, Ekong J, Needham L L. 2005. Urinary concentrations of bisphenol A and 4-nonylphenol in a human reference population.

Environmental Health Perspectives 113: 391–395.

Calabrese EJ, Baldwin LA. 2001. The frequency of U-shaped dose responses in the toxicological literature. Toxicological Sciences 62: 330–338.

Canada Gazette Part II. 13 October 2010;144(21):1806–1818.

Chai W, Sakamaki H, Kitanaka S, Saito M, Horiuchi A. 2003. Biodegration of bisphenol A by cultured cells of Caragana chamlagu. Bioscience, Biotechnology, and Biochemistry 67:

218–220.

Colborn T, vom Saal FS, Soto AM. 1993. Developmental effects of endocrine-disrupting chemicals in wildlife and humans. Environmental Health Perspectives 101: 378–384.

Cousins IT, Staples CA, Klecka GM, Mackay D. 2002. A Multimedia Assessment of the Environmental Fate of Bisphenol A. Human and Ecological Risk Assessment 8: 1107- 1135.

Crews D, Willingham E, Skipper JK. 2000. Endocrine disruptors: present issues, future

directions. The Quaterly Review of Biology 75: 243–260.

Davis BJ, Maronpot RR, Heindel JJ. 1994. Di-(2-ethylhexyl) phthalate suppresses estradiol and ovulation in cycling rats. Toxicological and Applied Pharmacology 128: 216–223.

European Food Safety Authority. 2012. WWW-dokument:

http://www.efsa.europa.eu/en/topics/topic/bisphenol.htm. Hämtad: 2012-05-25 Elsby R, Maggs JL, Ashby J, Park BK. 2001. Comparison of the modulatory effects of human

and rat liver microsomal metabolism on the estrogenicity of bisphenol A: implications for extrapolation to humans. The Journal of Pharmacology and Experimental Therapeutics 297:103–113.

European Commission 2000. Towards the establishment of a priority list of substances for further evaluation of their role in endocrine disruption – preparation of a candidate list of substances as a basis for priority setting. WWW-dokument:

http://europa.eu.int/comm/environment/docum/bkh_annex_14.pdf. Hämtad 2011-05-30 European Commission 2003. European Union Risk Assessment Report 4,4’-

Isopropyidenediphenol (Bisphenol-A). WWW-dokument:

http://ecb.jrc.it/DOKUMENTS/Existing-

Chemicals/RISK_ASSESSMENT/REPORT/bisphenolareport325.pdf. Hämtad 2011-05- European Commission 2008. Risk Assessment Report . WWW-dokument: 31

http://publications.jrc.ec.europa.eu/repository/bitstream/111111111/15069/1/lbna24589enn .pdf. Hämtad 2011-05-30

European Commission 2011. Pressrelease Bisphenol A: EU ban on baby bottles to enter into force tomorrow. WWW-dokument:

http://europa.eu/rapid/press-release_IP-11-664_en.htm. Hämtad 2011-05-31 European Food Safety Authority 2011. Topic Bisphenol-A. WWW-dokument:

http://www.efsa.europa.eu/en/topics/topic/bisphenol.htm. Hämtad 2012-05-25 Geens T, Roosens L, Neels H, Covaci A. Assessment of human exposure to Bisphenol-A,

Triclosan and Tetrabromobisphenol-A through indoor dust intake in Belgium.

Chemosphere 76: 755–760.

Gould JC, Leonard LS, Maness SC, Wagner BL, Conner K, Zacharewski T, Safe S,

McDonnell DP, Gaido KW. 1998. Bisphenol A interacts with the estrogen receptor alpha in a distinct manner from estradiol. Molecular and cellular endocrinology 142: 203-214.

Halldin K, Berg C, Bergman A, Brandt I, Brunstom B. 2001. Distribution of bisphenol A and tetrabromobisphenol A in quail eggs, embryos and laying birds and studies on

reproduction variables in adults following in ovo exposure. Archives of Toxicology 75:

597–603.

Hunter PA, Koehler KE, Susiarjo M, Hodges CA, Ilagan A, Voigt RC, Thomas S, Thomas BF, Hassold TJ. 2003. Bisphenol A Exposure Causes Meiotic Aneuploidy in the Female Mouse. Current Biology 13, 7: 546–553

Inoue H, Yokota H, Makino T, Yuasa A, Sato S. 2001. Bisphenol A glucuronide, a major metabolite in rat bile after liver perfusion. Drug Metabolism and Disposition: The Biological Fate of Chemicals 29: 1084–1087.

Iwamuro S, Yamada M, Kato M, Kikuyama S. 2006. Effects of bisphenol A on thyroid hormone-

dependent up-regulation of thyroid hormone receptor α and β and down-regulation of

retinoid X receptor γ in Xenopus tail culture. Life Sciences. 79: 2165-2171

Xenopus laevis . General and Comparative Endocrinology. 133: 189–198

Jenkins S, Raghuraman N, Eltoum I, Carpenter M, Russo J, Lamartiniere CA. 2009. Oral exposure to bisphenol-A increases dimethlybenzanthracene-induced mammary cancer in rats. Environmental Health Perspectives 117: 910-915.

Kang JH, Kondo F, Katayama Y. 2006. Human exposure to bisphenol A, Toxicology, 226 :79–89.

Kang JH, Katayama Y, Kondo F. 2005. Biodegradation or metabolism of bisphenol A: From microorganisms/ to mammals. Toxicology 217: 81–90.

Kang JH, Kondo F. 2002. Effects of bacterial counts and temperature on the biodegradation of bisphenol A in river water. Chemosphere 49: 493-498.

Kihlström Jan-Erik. 2006. Miljögifterna Upptäcks. Forskning och Framsteg 3.

Kitamura S, Jinno N, Ohta S, Kuroki H, Fujimoto N. 2002. Thyroid hormonal activity of the flame retardants tetrabromobisphenol A and tetrachlorobisphenol A. Biochemical and Biophysical Research Communications 293: 554–559.

Kitamura S, Suzuki T, Sanoh S, Kohta R, Jinno N, Sugihara K, Yoshihara S, Fujimoto N, Watanabe H, Ohta S. 2005. Comparative study of the endocrine-disrupting activity of bisphenol A and 19 related compounds. Toxicological Sciences 84: 249–259.

Kloas W, Lutz I, Einspanier R. 1999. Amphibians as a model to study endocrine disrupters: II.

Estrogenic activity of environmental chemicals in vitro and in vivo. Science of the Total Environment 225: 59-68.

Koponen PS, Kukkonen JV. 2002. Effects of Bisphenol A and artificial UVB radiation on the early development of Rana Temporaria. Journal of Toxicology and Environmental Health Part A 65: 13: 947-959.

Krishnan AV, Stathis P, Permuth SF, Tokes L, Feldman D. 1993. Bisphenol-A: an estrogenic substance is released from polycarbonate flasks during autoclaving. Endocrinology 132:

2279–2286.

Kuiper GGJM, Lemmen JG, Carlsson B, Corton JC, Safe SH, van der Saag PT, van der Burg P, Gustafsson JA. 1998. Interaction of estrogenic chemicals and phytoestrogens with estrogen receptor beta. Endocrinology 139: 4252-4263.

Levy G, Lutz I, Krüger A, Kloas W. 2004 Bisphenol A induces feminization in Xenopus laevis tadpoles. Environmental Research 94:102-11

Lindholst C, Wynne PM, Marriott P, Pedersen SN, Bjerregaard P. 2003. Metabolism of bisphenol A in zebrafish (Danio rerio) and rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) in relation to estrogenic response. Comparative Biochemistry and Physiology. Toxicology &

Pharmacology: CBP 135: 169–177.

Livsmedelverket 2012. WWW-dokument:

http://www.slv.se/sv/grupp1/Risker-med-

mat/Kemiskaamnen/Forpackningsmaterial/Bisfenol-A/. Hämtad 2012-05-29

Loganathan SN, Kannan K. 2011. Occurrence of bisphenol A in indoor dust from two locations in the Eastern United States and implications for human exposures. Archives of

Environmental Contamination and Toxicology 61: 68–73.

Masuo Y, Ishido M, Morita M, Oka S. 2004. Effects of neonatal treatment with 6-

hydroxydopamine and endocrine disruptors on motor activity and gene expression in rats.

Neural Plasticity 11: 59–76.

Matthews JB, Twomey K, Zacharewski TR. 2001. In Vitro and in Vivo Interactions of Bisphenol A and Its Metabolite, Bisphenol A Glucuronide, with Estrogen Receptors α and β.

Chemical Research in Toxicology 14: 149–157.

Matsushima A, Kakuta Y, Teramoto T, Koshiba T, Liu X, Okada H, Tokunaga T, Kawabata S,

Kimura M, Shimohigashi Y. 2007. Structural evidence for endocrine disruptor bisphenol A binding to human nuclear receptor ERR. Journal of Biochem 142: 517–524.

Matsumoto A, Kunugita N, Kitagawa K, Isse T, Oyama T, Foureman GL, Masatoshi M, Kawamoto T. 2003. Bisphenol A Levels in Human Urine. Environmental Health Perspectives 111: 101-104.

Meeker JD, Calafat AM, Hauser R. 2010. Urinary bisphenol A concentration in relation to serum thyroid and reproductive hormones in men from an infertility clinic. Environmental Science and Technology 44: 1458–1463.

Meerts IA, Letcher RJ, Hoving S, Marsh G, Bergman A, Lemmen JG, van der Burg B, Brouwer A. 2001. In vitro estrogenicity of polybrominated diphenyl ethers, hydroxylated PDBEs, and polybrominated bisphenol A compounds. Environmental Health Perspectives 109:

399–407.

Moriyama K, Tagami T, Akamizu T, Usui T, Saijo M, Kanamoto N, Hataya Y, Shimatsu A, Kuzuya H, Nakao K. 2002. Thyroid hormone action is disrupted by bisphenol a as an antagonist. The Journal of Clinical Endocrinology and Metabolism 87: 5185–5190.

Murray TJ, Maffini MV, Ucci AA, Sonnenschein C, Soto AM. 2007. Induction of mammary gland ductal hyperplasias and carcinoma in situ following fetal bisphenol A exposure.

Reproductive Toxicology 23: 383-390.

Nieminen P, Lindstrom-Seppa P, Mustonen AM, Mussalo-Rauhamaa H, Kukkonen JV. 2002.

Bisphenol A affects endocrine physiology and biotransformation enzyme activities of the field vole (Microtus agrestis). General and Comparative Endocrinology 126: 183–189.

Olea N, Pulgar R, Pérez P, Olea-Serrano F, Rivas A, Novillo-Fertrell A, Pedraza V, Soto AM, Sonnenschein C. 1996. Estrogenicity of resin-based composites and sealants used in dentistry. Environmental Health Perspectives 104: 298-305.

Olsen CM, Meussen-Elholm ETM, Samuelsen M, Holme JA, Hongslo JK. 2003. Effects of the Environmental Oestrogens Bisphenol A, Tetrachlorobisphenol A, Tetrabromobisphenol A, 4-Hydroxybiphenyl and 4,4ø-Dihydroxybiphenyl on Oestrogen Receptor Binding, Cell Proliferation and Regulation of Oestrogen Sensitive Proteins in the Human Breast Cancer Cell Line MCF-7. Pharmacology & Toxicology 92: 180–188.

O'shea M, Halliday T. 2002. Smithsonian Handbooks, Reptiles and Amphibians. 1:a uppl. South China Printing company. China.

Porrini S, Belloni V, Della Seta D, Farabollini F, Giannelli G, Dessi-Fulgheri F. 2005. Early exposure to a low dose of bisphenol A affects socio-sexual behavior of juvenile female rats. Brain Research Bulletin 65: 261–266.

Richter CA, Birnbaum LS, Farabollini F, Newbold RR, Rubin BS, Talsness CE, Vandenbergh JG, Walser-Kuntz DR, vom Saal FSV. 2007. In vivo effects of bisphenol A in laboratory rodent studies. Reproductive Toxicology 24: 199-224.

Rubin BS, Murray MK, Damassa DA, King JC, Soto AM. 2001. Perinatal Exposure to Low Doses of Bisphenol A Affects Body Weight, Patterns of Estrous Cyclicity, and Plasma LH Levels. Environmental Health Perspectect 109: 675–680.

Rudel RA, Camann DE, Spengler JD, Korn LR, Brody JG. 2003. Phthalates, alkylphenols, pesticides, polybrominated diphenyl ethers, and other endocrine disrupting compounds in indoor air and dust. Environmental Science and Technolology 37: 4543–4553.

Rudel RA, Gray JM, Engel CL, Rawsthorne TW, Dodson RE, Ackerman JM, Rizzo J, Nudelman

JL, Brody JG. 2011. Food packaging and bisphenol a and bis(2-ethyhexyl) phthalate

Parks LG, Ostby JS, Lambright CR, Abbott BD, Klinefelter GR, Barlow NJ, Gray LE. 2000. The plasticizer diethylhexyl phthalate induces malformations by decreasing fetal testosterone synthesis during sexual differentiation in the male rat. Toxicological Sciences 58:339-349 Sasaki, M., Maki, J.I., Oshiman, K.I., Matsumura, Y., Tsuchido, T., 2005. Biodegradation of

bisphenol A by cells and cell lysate from Sphingomonas sp. strain AO1. Biodegradation 16: 449–459.

Shareef A, Angove MJ, Wells JD, Johnson BB. 2006. Aqueous solubilities of estrone, 17β- estradiol, 17α-ethynylestradiol, and bisphenol-A. J Chem Eng data 51: 879-881.

Schecter A, Malik N, Haffner D, Smith S, Harris TR, Paepke O, Birnbaum L. 2010. Bisphenol A (BPA) in U.S. food. Environmental Sciences and Technologies 44: 9425-9430.

Schönfelder G, Wittfoht W, Hopp H, Talsness CE, Paul M, Chahoud I. 2002. Parent bisphenol A accumulation in the human maternal-fetal-placental unit. Environmental Health

Perspectives 110: 703–707.

Stoker C, Rey F, Rodriguez H, Ramos JG, Sirosky P, Larriera A, Luque EH, Munoz de Toroa M.

2003. Sex reversal effects on Caiman latirostris exposed to environmentally relevant doses of the xenoestrogen bisphenol A. General and Comparative Endocrinology 133:

287-296.

Strassburg C.P, Strassburg A, Kneip S, Barut A, Tukey RH, Rodeck B, Manns MP. 2002.

Developmental aspects of humanhepatic drug glucuronidation in young chidren and adults. International Journal of Gastroenterology and Hepatology 50: 259–265.

Takahashi O, Oishi S. 2000. Disposition of orally administered 2,2-bis(4-hydroxyphenyl)propane (Bisphenol A) in pregnant rats and the placental transfer to fetuses, Environmental Health Perspectives 108: 931–935

Takayanagi S, Tokunaga T, Liu X, Okada H, Matsushima A, Shimohigashi Y. 2006. Endocrine disruptor bisphenol A strongly binds to human estrogen-related receptor gamma (ERR ) with high constitutive activity. Toxicology Letters 167: 95–105.

Thompson RC, Moore CJ, Vom Saal FS, Swan SH. 2009. Plastics, the environment and human health: current consensus and future trends. Philosophical Transactions of the Royal Society: Biological Sciences 364: 2153-2166.

Terasaki M, Nomachi M, Edmonds JS and Morita M. 2004. Impurities in industrial grade 4,4’- isopropylidenediphenol (bisphenol-A): possible implications for estrogenic activity.

Chemosphere. 55: 927-931.

Tsutsumi O. 2005. Assessment of human contamination of estrogenic endocrine-disrupting chemicals and their risk for human reproduction. The Journal of Steroid Biochemistry and Molecular Biology 93: 325–330.

Vandenberg LN, Maffini MV, Sonnenschein C, Rubin BS, Soto AM. 2009. Bisphenol-A and the great divide: a review of controversies in the field of endocrine disruption. Endocrine Reviews 30: 75–95.

Vom Saal FS, Hughes C. 2005. An extensive new literature concerning low-dose effects of

bisphenol A shows the need for a new risk assessment. Environmental Health Perspectives 113 : 926–933.

Walker CH, Sibly RM, Hopkin SP, Peakall DB. 2006. Principles of Ecotoxicology. 3:e uppl.

Taylos & Francis Group, United States of America.

Watson CS, Bulayeva NN, Wozniak AL, Alyea RA. 2007. Xenoestrogens are potent activators of nongenomic estrogenic responses. Steroids 72: 124–134.

Welshons WV,Thayer KA, Judy BM, Taylor JA, Curran EM, vom Saal FS. 2003. Large effects

from small exposures. I. Mechanisms for endocrine-disrupting chemicals with estrogenic

activity. Environmental Health Perspectives 111: 994–1006.

Wetherill YB, Akingbemi BT, Kanno J, McLachlan JA, Nadal A, Sonnenschein C, Watson CS, Zoeller RT, BelcherSM. 2007. In vitro molecular mechanisms of bisphenol A action.

Reproductive Toxicology 24: 178–198.

Washington W, Hubert L, Jones D, Gray WG. 2001. Bisphenol a binds to the low-affinity estrogen binding site. In Vitro & Molecular Toxicology 14: 43-51.

Wikimedia Commons 2011. WWW-dokument:

http://commons.wikimedia.org/wiki/File:Synthesis_Bisphenol_A.svg. Hämtad 2012-08- Wikimedia Commons 2013. WWW-dokument: 22

http://commons.wikimedia.org/wiki/File:Bisphenol_A_skeletal.png?uselang=sv http://commons.wikimedia.org/wiki/File:Estradiol.svg

Hämtad 2013-12-04

Wilson NK, Chuang JC, Morgan MK, Lordo RA, Sheldon LS. 2007. An observational study of potential exposures of preschool children to pentachlorophenol, Bisphenol-A, and nonylphenol at home and daycare. Environmental Research 103: 9–20.

Wolstenholme JT, Taylor JA, Shetty SR, Edwards M, Connelly JJ, Rissman EF. 2011. Gestational exposure to low dose bisphenol A alters social behavior in juvenile mice. PLoS One. 6:

e25448

Yang CZ.; Yaniger SI, Craig JV, Klein DJ, Bittner GD. 2011. Most Plastic Products Release Estrogenic Chemicals: A Potential Health Problem that Can Be Solved. Environmental Health Perspectives 119: 989-996.

Ye XB, Pierik FH, Hauser R, Duty S, Angerer J, Park MM, Burdorf A, Hofman A, Jaddoe VW, Mackenbach JP, Steegers EA, Tiemeier H, Longnecker MP. 2008. Urinary metabolite concentrations of organophosphorous pesticides, bisphenol A, and phthalates among pregnant women in Rotterdam, the Netherlands: the Generation R study. Environmental Research 108: 260–267.

Yokota H, Iwano H, Endo M, Kobayashi T, Inoue H, Ikushiro S, Yuasa A. 1999. Glucuronidation of the environmental oestrogen bisphenol A by an isoform of UDP-

glucuronosyltransferase, UGT2B1, in the rat liver. The Biochemical Journal 340: 405–

409.

Yokota H, Miyashita N, Yuasa A. 2002. High glucuronidation activity of environmental estrogens in the carp (Cyprinus carpino) intestine. Life Sciences 71: 887–898.

Zoeller RT, Bansal R, Parris C. 2005. Bisphenol-A, an environmental contaminant that acts as a

thyroid hormone receptor antagonist in vitro, increases serum thyroxine, and alters

RC3/neurogranin expression in the developing rat brain. Endocrinology 146: 607–612.