Miljø- og Fødevareudvalget 2018-19 (1. samling)
B 5 Bilag 2
Offentligt
2010983_0001.png
Kemikalier
Den 28. januar 2019
Notat 1 fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider:
Beskrivelse af muligheder for at bruge befolkningsundersøgelser i vurdering af
pesticider og hvad det betyder for vurdering af risikoen for gravide - herunder
begrænsninger ved denne type undersøgelser og behov for yderligere
undersøgelser.
Indhold
1.
2.
2.1.
2.2.
3.
4.
5.
6.
6.1.
6.2.
6.3.
6.4.
7.
8.
9.
10.
Indledning................................................................................... 2
Risikovurdering af pesticider ift. menneskers sundhed ................ 2
Risikovurderingsprocessen................................................................................. 4
Myndighedskrav til data ifm. risikovurdering af pesticider ............................... 5
Introduktion til epidemiologiske undersøgelser............................ 7
Befolkningsundersøgelser af pesticiders mulige helbredseffekter 10
Begrænsninger ved befolkningsundersøgelser af pesticiders mulige
helbredseffekter ........................................................................ 10
Anvendelse af befolkningsundersøgelser ved risikovurdering af
pesticider ...................................................................................12
Integrering af befolkningsundersøgelser i risikovurderingsprocessen ............ 12
Vurdering af pålideligheden (”reliabiliteten”) af befolkningsundersøgelser....
13
Relevansvurdering af befolkningsundersøgelser.............................................. 16
Vurdering af den biologiske relevans af en statistisk signifikant sammenhæng18
Forbedring af pesticid-epidemiologiske undersøgelser ift.
regulatorisk anvendelse ............................................................. 19
Konklusion................................................................................ 20
Referencer .................................................................................21
Ordliste og forkortelser.............................................................. 22
1
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0002.png
1. Indledning
Forskere fra National Cancer Institute, The National Institute of Health i USA præsenterede
den 29. august 2018 foreløbige resultater fra en epidemiologisk undersøgelse (en type
befolkningsundersøgelser), der pegede på en mulig sammenhæng mellem gravides bopæl
nær dyrkede marker samt eksponering for visse ukrudtsmidler og udvikling af leukæmi hos
deres børn. Undersøgelsen er baseret på danske data og blev præsenteret på konferencen
ISES-ISEE
Joint Annual Meeting i Canada ved foredraget “Residential
Proximity to
Agricultural Herbicides During Pregnancy and Childhood Leukemia in the Danish National
Birth Cohort”
1
. Forskere fra Statens Serum Institut har bidraget med data fra den nationale
fødselskohorte
”Bedre
sundhed i generationer”
(BSIG),
hvor man har registreret en række
data om ca. 100.000 børn og deres mødre, som fødte i perioden 1996-2003. Desuden har
forskerne brugt Cancerregisteret til at identificere kræfttilfælde hos børnene indtil de er 15 år
gamle. Forskere fra Aarhus Universitet, Nationalt Center for Miljø og Energi, DCE, har
bidraget med data om markbeliggenhed, afgrødetyper og pesticidforbrug.
På baggrund af undersøgelsens foreløbige resultater besluttede miljø- og fødevareministeren
at nedsætte en arbejdsgruppe vedr. børneleukæmi og pesticider. En af arbejdsgruppens
opgaver er at komme med fagligt bidrag til nærværende notat, udarbejdet af Miljø- og
Fødevareministeriet (MFVM), med følgende opdrag:
”Beskrivelse
af muligheder for at bruge befolkningsundersøgelser i vurdering af pesticider
og hvad det betyder for vurdering af risikoen for gravide - herunder begrænsninger ved
denne type undersøgelser og behov for yderligere undersøgelser.”
Notatet vil danne baggrund for, hvordan resultater af fremtidige befolkningsundersøgelser
omhandlende pesticider og sygdomsudvikling skal håndteres, dvs. hvordan styrker og
svagheder ved undersøgelserne skal vurderes, og hvordan resultaterne kan bruges ved
risikovurdering af pesticider.
Der er, i tillæg til dette notat, udarbejdet en kort opsummering af arbejdsgruppens
anbefalinger for brug af epidemiologiske undersøgelser i risikovurdering af pesticider.
Opsummeringen indeholder et beslutningstræ, der visuelt sammenfatter de overordnede
anbefalinger, der er beskrevet i nærværende notat.
2. Risikovurdering af pesticider ift. menneskers sundhed
Hvis et pesticid ønskes markedsført på det europæiske marked, skal det godkendes iht.
proceduren givet i Europa-Parlamentets og Rådets forordning Nr. 1107/2009
2
(pesticidforordningen). De regulatoriske myndigheder udfører en formel risikovurdering ift.
mennesker og miljø for hvert pesticid. Der stilles flest krav til selve pesticidaktivstoffet ift.
undersøgelse af korttids- og langtidseffekter for mennesker, og væsentlig færre til det
1
Oplæggets titel kan oversættes til:
”Beboelsesmæssig nærhed til landbrugets ukrudtsmidler under graviditeten
og børneleukæmi i den danske nationale fødselskohorte”.
2
https://eur-lex.europa.eu/legal-content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:02009R1107-20170828
2
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0003.png
markedsførte pesticidprodukt, hvor primært akutte effekter undersøges. Risikovurderingen
har endvidere fokus på særlige hjælpestoffer, der gør et aktivstof mere virksomt over for
skadevoldere (såkaldte
”synergister”) eller beskytter de sprøjtede planter mod pesticidets
giftige virkning (såkaldte
”safeners”).
For de øvrige hjælpestoffer i det færdige
pesticidprodukt foretages der ikke en særskilt risikovurdering. Det skyldes, at hjælpestoffer
generelt antages at være mindre problematiske end selve de aktive stoffer, og derfor v il v ære
dækket ind af risikovurderingen af aktivstoffernes langtidseffekter, mens de akutte effekter af
det endelige pesticidprodukt altid bliver undersøgt. Desuden vil mange hjælpestoffer høre
under andre kemikalielovgivninger såsom EU’s generelle kemikalieforordning
REACH
3
(Europa-Parlamentets og Rådets forordning (EF) nr. 1907/2006)
4
. Der bliver altid foretaget
en søgning på toksikologisk viden om alle stoffer i det færdige pesticidprodukt, og denne
viden bliver inddraget i risikovurderingsprocessen.
Risikovurdering af pesticider ift. menneskers sundhed er baseret på en lang række af
påkrævede toksikologiske forsøg, der skal udføres iht. internationalt accepterede og
standardiserede forsøgsprotokoller fra OECD
5
, og som har til formål at identificere og
karakterisere eventuelle farer. Ud fra dyreforsøg identificeres aktivstoffets kritiske effekter og
på baggrund af disse etableres såkaldte sundhedsmæssige
”referenceværdier”
for stoffet. De
såkaldte referenceværdier er mål for en mængde af et specifikt pesticid, som et menneske
vurderes at kunne udsættes for uden helbredsrisiko. Referenceværdierne beskytter alle
befolkningsgrupper, inklusive gravide, det ufødte barn og børn. Referenceværdierne
fastsættes ud fra dyreforsøg, hvor der identificeres en dosis, hvor der ikke kan påvises
skadelige effekter, og denne dosis reduceres så yderligere ved brug af usikkerhedsfaktorer.
Usikkerhedsfaktorerne dækker bl.a. over forskelle mellem dyr og mennesker (her anvendes
ofte en usikkerhedsfaktor på 10) samt over forskelle mennesker imellem (her anvendes
tilsvarende oftest en usikkerhedsfaktor på 10). Y derligere usikkerhedsfaktorer kan anvendes
ud fra en ekspertvurdering. Der sættes referenceværdier for eksponering for et aktivstof i
forbindelse med markudbringning af et pesticidprodukt, hvor eksponeringen primært sker
ved hudkontakt og indånding
6
, såvel som for indtagelse af rester af pesticidet via kosten
7
.
Registration, Evaluation, Authorisation a nd restriction of CHem icals (registrering, vurdering og godkendelse af
sam t
begrænsninger for kemikalier. EU’s generelle kemikalieforordning)
4
5
3
https://eur-lex.europa.eu/legal-content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:02006R1907 -20140410&from=EN
The Organisation for Economic Co-operation and Development (Organisationen for Økonomisk Samarbejde og
Udv ikling)
6
Referenceværdierne AOEL (Acceptable Operator Exposure Level) og AAOEL (Akut AOEL) angiver en grænse for
acceptabel eksponering af sprøjteføreren ved gentagen anvendelse af pesticidet hhv. acceptabel eksponering af
sprøjteføreren inden for en dag, hvor sidstnævnte kun fastsættes for akuttoksiske stoffer.
7
Referenceværdierne ADI (Acceptabelt Dagligt Indtag) og ARfD (Akut ReferenceDosis) angiver det højeste
beregnede indtag af restkoncentrationer af et stof i kosten , man kan have hver dag hele livet uden
sundhedsmæssig risiko hhv. den mængde af et stof, som kan indtages i en periode på 2 4 timer eller mindre uden
sundhedsmæssig risiko.
3
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
For de enkelte pesticidprodukter skal der, ud over undersøgelse af akut giftighed samt evne
til at fremkalde irritation og allergi, også bestemmes optagelse gennem huden (dermal
absorption). Den dermale absorption angiver, hvor stor en procentdel af aktivstoffet, der
optages i kroppen ved hudkontakt med det specifikke pesticidprodukt. Menneskers
eksponering for et givent aktivstof (primært ved hudkontakt og indånding) kan estimeres
vha. forskellige beregningsmodeller ud fra den produktspecifikke dermale absorption og de
specifikke anvendelser af produktet. Risikoen for mennesker ved eksponering for et pesticid
vurderes ved at sammenholde den etablerede referenceværdi for aktivstoffet med den
estimerede eksponering ved en given anvendelse.
Der foretages også en risikovurdering ift. at mennesker udsættes for pesticider eller deres
nedbrydningsprodukter via indtag af mad og drikke, som kan indeholde rester af pesticider.
For hvert aktivstof fastsættes en referenceværdi, som beskrevet ovenfor, der fastsætter den
mængde af stoffet, som et menneske vurderes at kunne indtage hver dag livet igennem uden
sundhedsmæssig risiko; for aktivstoffer, der kan være akut farlige, fastsættes desuden en
grænseværdi, der angiver den mængde stof, som et menneske vurderes at kunne indtage over
kort tid (1 dag) uden sundhedsmæssig risiko. Ud fra disse referenceværdier og de specifikke
anvendelser af det enkelte pesticidprodukt bliver der fastsat en maksimal grænseværdi for
restkoncentrationer af aktivstoffet, der må kunne findes i en behandlet afgrøde; her tages
højde for, at det samme pesticid/aktivstof kan være anvendt i en lang række forskellige
afgrøder. Hvis disse maksimale grænseværdier overholdes, er de restkoncentrationer, der
findes i fødevarer, vurderet at være sundhedsmæssigt acceptable.
2.1. Risikovurderingsprocessen
Godkendelsen af et aktivstof i EU er bl.a. baseret på en vurdering af risiko for mennesker v ed
eksponering for pesticidet. Risikovurderingsprocessen ift. menneskers sundhed er typisk
baseret på dyreforsøg og kan inddeles i fire trin:
1. Fareidentifikation - Undersøgelse af stoffets skadelige effekter på helbredet.
2. Farekarakterisering - Undersøgelse af sammenhængen mellem stigende
dosis/eksponering og skadelig(e) effekt(er)
for at kunne fastlægge ”ingen effekt”-
niveauet, hvor der ikke kan påvises en skadelig påvirkning; dette kaldes også en
”dosis-respons”
vurdering.
Ud fra ”ingen effekt”-niveauet
og ved brug af
usikkerhedsfaktorer bestemmes referenceværdier for stoffet.
3. Eksponeringsvurdering - Den potentielle eksponering af mennesker ved en given
anvendelse af et pesticid bliver estimeret ud fra beregningsmodeller. Vurderingen
sker for fire grupper: sprøjteførere, arbejdere i landbruget, naboer til marker og
forbipasserende. Eksponeringen via fødevarer vurderes særskilt.
4. Risikovurdering - Den potentielle eksponering sammenholdes med en stofspecifik
referenceværdi for at vurdere, om nogle af de eksponerede grupper udsættes for en
øget risiko.
4
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0005.png
2.2. Myndighedskrav til data ifm. risikovurdering af pesticider
Der stilles en lang række datakrav til aktivstoffer i pesticider og til pesticidprodukter, som
fremsat i hhv. Kommissionens forordning Nr. 283/2013
8
og 284/2013
9
. Den krævede
datapakke for aktivstoffer ift. menneskers sundhed er primært baseret på dyreforsøg, men
også
”reagensglasforsøg”
og computer-baserede forudsigelser i visse tilfælde. Datapakken,
der kræves for pesticidprodukter, er mere begrænset end for aktivstoffet, og handler prim ært
om undersøgelse af produktets akutte giftighed samt irriterende og allergifremkaldende
egenskaber. Data kan baseres på dyreforsøg og/eller
”reagensglasforsøg”,
og behov for
klassificering af et pesticidprodukt for akutte effekter kan også afklares ved beregning, hvis
den/de akutte effekter er undersøgt for de enkelte stoffer i produktet jf. reglerne i forordning
(EF) nr. 1272/2008 om klassificering, mærkning og emballering af kemiske stoffer og
blandinger (CLP-forordningen
1 0
).
Data fra laboratorieforsøg
(dyreforsøg og undertiden ”reagensglasforsøg”)
er den primære
kilde til identifikation og karakterisering af aktivstoffets farlighed (jf. punkt 1 og 2 under
afsnit 2.1). Forsøgene kræves udført efter internationalt accepterede og standardiserede
forsøgsprotokoller (OECD test guidelines) og udført iht. god laboratoriepraksis (GLP).
Forsøgsprotokollerne
er
meget
detaljerede
ift.
forsøgsdesign
og
hvilke
undersøgelser/målinger
(de såkaldte ”endpoints”),
der skal foretages for det enkelte forsøg.
Der stilles således strenge krav til forsøgenes udførelse og afrapportering, og kun hvis disse er
opfyldt, vil forsøgene kunne tages med i betragtning. Ved myndighedsvurdering af de enkelte
forsøg opereres med tre kategorier: acceptable, supplerende/understøttende og ikke-
acceptable forsøg, og det er kun forsøg i de første to kategorier, der medtages i
risikovurderingen.
For et aktivstof stilles der overordnet krav om undersøgelser af stoffets
”skæbne” i kroppen
(optagelse, fordeling, omsætning og udskillelse), stoffets akutte effekter inkl. irriterende og
allergifremkaldende egenskaber, effekter ved gentagen eksponering over kortere tid (28 og
90 dage), effekter på arveanlæggene, effekter ved gentagen eksponering over længere tid (1 ,5
og 2 år) og kræftfremkaldende egenskaber, effekter på forplantningsevnen og fosterskadende
effekter, hormonforstyrrende egenskaber, effekter på nervesystemet samt effekter af
eventuelle nedbrydningsprodukter. Der stilles endvidere krav om anvendelse af humane
data, hovedsageligt beskrevet under forordningens afsnit 5.9 ”Medicinske data”. Disse data
kommer f.eks. fra rapporter udarbejdet i forbindelse med utilsigtet arbejdsmæssig
eksponering
eller
forsætlig
selv-forgiftning
og
fra
eventuelle
helbreds-
/monitoreringsundersøgelser af personalet på fabrikker, der fremstiller pesticidet. Data kan
også stamme fra den videnskabelige, kollegial-evaluerede alment tilgængelige litteratur,
herunder publicerede befolkningsundersøgelser. Specifikt står der i datakravene, at ”Der
skal
fremlægges relevante epidemiologiske undersøgelser, i det omfang de foreligger.”
Pesticidforordningen kræver, at relevant litteratur, der er publiceret inden for de seneste 10
8
https://eur-lex.europa.eu/legal-content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:32013R0283&from=EN
9
https://eur-lex.europa.eu/legal-content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:32013R0284&from=EN
Classification, Labelling and Packaging - https://echa.europa.eu/da/regulations/clp/legislation
10
5
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0006.png
år før indsendelse af ansøgningen om (fornyet) godkendelse af et aktivstof, skal indgå i
risikovurderingen af pesticider jf. artikel 8 stk. 5 (ældre litteratur må også gerne indgå,
såfremt det kan retfærdiggøres og i øvrigt er identificeret og udvalgt i overensstemmelse m ed
EFSA’s
1 1
retningslinjer på området
1 2
). Befolkningsundersøgelser og andre humane data vil
være relevante særligt ved vurdering af, om et aktivstof skal have godkendelsen fornyet, da
der typisk ikke findes publiceret litteratur om et nyt aktivstof ved den første godkendelse
(med mindre det allerede er godkendt uden for EU).
Som nævnt har dyreforsøg hidtil været centrale for risikovurderingen. Imidlertid står det
klart, at mere komplekse sygdomsbilleder hos mennesker ikke altid er dækket af de
dyreforsøg, der stilles krav om, som f.eks. børneleukæmi og visse neurologiske sygdomme. På
baggrund af en litteraturgennemgang af en lang række epidemiologiske undersøgelser af
pesticiders mulige helbredseffekter (Ntzani 2013), blev
EFSA’s panel vedr.
plantebeskyttelsesmidler og deres restkoncentrationer (PPR Panelet) bedt om at undersøge
den sandsynlige medvirken af pesticideksponering som en risikofaktor for bl.a.
børneleukæmi. PPR Panelets arbejde i denne forbindelse sandsynliggør
1 3
, at en miljømæssig
påvirkning af moderen under graviditeten i visse tilfælde kan være en risikofaktor for
udvikling af blodkræft i børnenes første leveår (EFSA PPR Panel 2017b), og dette fanges ikke
af de klassiske dyreforsøg med eksponering i fostertilstanden. Endvidere blev det påpeget at
generelt for børneleukæmier er de hidtil påkrævede standardiserede dyreforsøg ikke
tilstrækkelige. En tilsvarende problemstilling kunne gælde for andre kræftformer og andre
sygdomme
1 4
.
I de gældende datakrav for pesticid-aktivstoffer er der to typer af obligatoriske forsøg, hvor
drægtige dyr eksponeres for et stof: et to-generationers reproduktionstoksisk forsøg med
særligt fokus på forplantningssystemet samt ungernes vækst og udvikling (OECD test nr.
416
1 5
) og et udviklingsforsøg med fokus særligt på effekter i drægtige dyr og fostre (OECD test
nr. 414
1 6
). I to-generationsforsøget udsættes gnavere kontinuerligt gennem to generationer
for et stof, dvs. også under drægtighedsperioden, for særligt at undersøge for eventuelle
effekter på forplantningsevnen, og i denne forsøgsprotokol stilles der ikke krav om
blodanalyse (hverken af afkommet eller de voksne dyr). I de såkaldte udviklingsforsøg bliv er
moderdyrene eksponeret for et stof under (dele af) graviditeten, men her udtages ungerne
ved kejsersnit umiddelbart inden fødslen, da fokus er på fosterskader, og ungernes
langsigtede helbredstilstand undersøges derfor ikke. Der findes endnu en forsøgsprotokol
11
12
13
European Food Safety Authority (den europæiske fødevaresikkerhedsautoritet)
https://efsa.onlinelibrary.wiley.com/doi/epdf/10.2903/j.efsa.2011.2092
Panelet anvendte en konceptuel ramme m ed begivenhedskæder, der leder fra en initierende m olekylær
hændelse
til et skadeligt udfald for organismen, kendt som ”adverse outcome pathway” (AOP)
14
Jf. hypotesen om føtal oprindelse af sundhed og sygdom (DOHaD: Developmental Origins of Health and
Disease)
https://www.oecd-ilibrary.org/environment/test-no-416-two-generation-reproduction-
toxicity_9789264070868-en
https://www.oecd-ilibrary.org/environment/test-no-414-prenatal-development-toxicity-
study_9789264070820-en
16
15
6
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0007.png
med eksponering i fostertilstanden, et såkaldt udvidet en-generations reproduktionstoksisk
forsøg, hvor bl.a. forplantningsevne og fosterudvikling undersøges, og her er blodanalyser
påkrævet (OECD test nr. 443
1 7
). I de gældende datakrav er denne nyere forsøgsprotokol
imidlertid ikke obligatorisk, men kan dog blive krævet i visse tilfælde. Endvidere skal det
bemærkes, at protokollen ikke er designet til at undersøge kræft, og det er tvivlsomt, om den
er følsom nok. For de mere komplekse sygdomsbilleder hos mennesker findes der endvidere
ikke altid en dyremodel, der fuldstændigt afspejler de væsentligste elementer i
sygdomsudviklingen og sygdommen i sig selv; dette gør sig f.eks. gældende ift.
børneleukæmi. For en række andre helbredseffekter mangler der tilsvarende en fuldt
dækkende dyremodel, såsom effekter på hjerte-kar-systemet, det metaboliske system og
effekter på hjernen i et livstidsperspektiv (risiko for udvikling af demens); her udføres f.eks.
undersøgelser af væv fra de relevante organer, men de eksisterende forsøgsprotokoller kan
ikke fuldt identificere alle tænkelige helbredseffekter.
3. Introduktion til epidemiologiske undersøgelser
Epidemiologiske undersøgelser, en særlig type ”befolkningsundersøgelser”, beskæftiger sig
typisk med udvalgte påvirkninger i en given population, der kan have indflydelse på
sygdomme mv. Undersøgelserne kan være beskrivende eller analytiske. I den beskrivende
epidemiologi undersøges hyppigheden af sygdomme over tid eller på et givet tidspunkt. Den
analytiske epidemiologi har til formål at belyse, om udvalgte faktorer øger risikoen for
bestemte sygdomme, f.eks. om et pesticid øger risikoen for leukæmi hos børn. I analytiske
studier indgår normalt en eller flere referencegrupper, der ideelt ikke er udsat for f.eks. det
pesticid, der ønskes belyst i forhold til sammenhæng med sygdom. Epidemiologiske
undersøgelser foretages i menneskers vanlige omgivelser, dvs. ikke i et kontrolleret miljø som
ved laboratorieundersøgelser. Dette er både en styrke, fordi menneskers virkelige
livbetingelser indgår, og en udfordring, fordi menneskers liv omfatter komplekse
påvirkninger. Derfor kan der i epidemiologiske undersøgelser være indbygget systematiske
fejl (bias), herunder informationsbias, der refererer til ukorrekt bestemmelse af eksponering
og/eller sygdomsudfald. Mange kroniske sygdomme er multifaktorielle, dvs. at de kan have
flere forskelligartede påvirkninger som årsag. Det kan derfor virke forstyrrende på
undersøgelsens resultater og tolkning, hvis der ikke tages højde herfor, når data analyseres.
Sådanne mulige
forstyrrende faktorer (såkaldte ”konfoundere”
1 8
) skal derfor så vidt muligt
måles og medtages i analyserne. Det svageste led i epidemiologiske studier er ofte valide
oplysninger om eksponeringen (sammensætning, omfang og tidspunkt), og i mindre grad
helbredseffekterne.
Epidemiologiske undersøgelser inddeles typisk på basis af design i følgende fire typer:
populationsbaserede korrelationsundersøgelser, tværsnitsundersøgelser, case-kontrol samt
17
https://www.oecd-ilibrary.org/environment/test-no-4 43-extended-one-generation-reproductive-toxicity-
study_9789264185371-en
opstår, når sammenhængen m ellem den undersøgte eksponering og
sundhedsudfaldet påvirkes af en tredje faktor (konfounderen), uden at denne faktor indgår i årsagskæden fra
eksponering til udfald.
1 8
Konfounding betyder sammenblanding og
7
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0008.png
kohorteundersøgelser (prospektive og retrospektive). I faktaboksen nedenfor er der en kort
beskrivelse af de enkelte typer. Undersøgelserne kan baseres på selvrapporterede oplysninger
eller objektive oplysninger fra f.eks. registre, både hvad angår eksponering og
helbredseffekter. Der er fordele og ulemper ved hver type design og dataindsamlingsmetode ,
og tolkning af resultater afhænger af problemstillingen, herunder type af påvirkning og
sygdom. Kvaliteten af eksponeringsestimatet og muligheden for at vurdere sammenhæng
mellem eksponering og udfald er afgørende for kvaliteten af undersøgelsen.
Som mål for sammenhængen mellem en eksponering og en helbredseffekt anvendes ofte et af
to associationsmål: ”relative risk” (RR)
eller
”odds ratio” (OR). Den relative risiko, RR,
angiver forholdet mellem sandsynligheden for en helbredseffekt i en eksponeret gruppe og
sandsynligheden for udfaldet i en sammenlignelig ikke-eksponeret
gruppe. ”Odds ratio”
angiver chancen for at et udfald indtræder ved en given eksponering sammenholdt med
chancen for at udfaldet indtræder i fraværet af eksponeringen
1 9
. Forskellige niveauer af
eksponering kan sammenlignes for at undersøge, om større eksponering giver øgede effekter
(undersøgelse af et muligt ”dosis-respons” forhold).
I meta-analyser og poolede analyser kan resultater eller data fra flere uafhængige
undersøgelser af samme problemstilling søges kombineret. Typisk er tolkning usikker for
problemstillinger, hvor der kun findes få epidemiologiske undersøgelser. Endvidere er det
normalt underbyggende for tolkning af resultater fra epidemiologiske undersøgelser, hvis
disse støttes af velgennemførte dyreforsøg og mekanistiske undersøgelser.
For kontinuerte helbredseffekter, f.eks. sædkvalitet eller IQ, anvendes effektestimater, der angiver, hvor meget
en given ændring i eksponeringen påvirker associationen.
19
8
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0009.png
Fakta-boks: Fire typer af epidemiologiske undersøgelser
Populationsbaserede korrelationsstudier
(eng.: ecological studies) undersøger
sammenhængen mellem mulige risikofaktorer og helbredseffekter i geografiske og/eller
tidsmæssige afgrænsede populationer. Risikofaktorer og helbredseffekter udtrykkes som
gennemsnitlige forekomster, som for hver geografiske eller temporære subpopulation
sammenlignes statistisk. Korrelationsstudier er hypotesedannende og har ofte indikeret
årsagssammenhænge før andre epidemiologiske, kliniske eller eksperimentelle studier (f.eks.
kost og cancer). Resultaterne bør dog altid valideres af andre studier eller metoder, herunder
efter Bradford-Hill kriterierne for årsagssammenhæng i biologiske systemer.
Tværsnitsstudier
(eng.: cross-sectional studies) undersøger forekomsten af helbredseffekter,
adfærd og/eller risikofaktorer hos individer i en population på undersøgelsestidspunktet. Man
kan undersøge sammenhænge, f.eks. sammenhængen mellem en eksponering og et
sygdomsudfald, hvis flere forskellige faktorer inkluderes i samme studie. Tværsnitsstudier kan
ikke anvendes til at undersøge årsager til helbredseffekter, kun eventuelle sammenhænge, da
man ikke ved om en given eksponering indtraf før eller efter effektens/sygdommens opståen.
Resultaterne bør derfor valideres af andre studier eller metoder, herunder efter Bradford-Hill
kriterierne for årsagssammenhæng i biologiske systemer.
Case-kontrol studier
bruges primært til at undersøge hvilke faktorer, der øger risikoen for en
sygdom. De udføres ved at sammenligne deltagere med sygdommen (cases) med deltagere uden
sygdommen (kontrolpersoner). Derved kan man analysere for, om der er risikofaktorer, som
forekommer hyppigere hos cases end hos kontrolpersoner. Da informationer om f.eks.
eksponering indsamles retrospektivt, dvs. efter cases er blevet syge, risikerer man, at
eksponering(sgraden) klassificeres forkert. Det kan f.eks. ske, hvis nogle deltagere har svært ved
at huske væsentlige eksponeringer (recall bias) eller eksponeringsdata er baseret på
”proxy
data”,
altså data, der er indsamlet med et andet formål for øje.
Studiedesignet er ret følsomt
over for fejlkilder og ikke velegnet, hvis eksponeringsfrekvensen er lav.
Kohortestudier
følger en gruppe af deltagere (en kohorte) over tid for at undersøge
sammenhængen mellem en eller flere risikofaktorer (f.eks. en eksponering) og en
helbredseffekt. Kohortestudier er prospektive eller retrospektive, altså fremadskuende eller
tilbageskuende ved kortlægning af eksponeringen. Begge typer vil forsøge at bestemme
eksponeringen før helbredseffekten indtræffer, men det kan som regel gøres mere nøjagtigt i
prospektive studier. Kohortestudier er mindre følsomme over for fejlkilder end case-kontrol
studier, men der kan være problemer med systematiske fejl i forbindelse med udvælgelse af
deltagere samt frafald af deltagere over tid. Kohortestudier er generelt længere tid om at lev ere
resultater end case-kontrol studier, hvilket især gør sig gældende ved sjældne helbredseffekter.
9
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0010.png
4. Befolkningsundersøgelser af pesticiders mulige helbredseffekter
I 2013 publicerede EFSA en videnskabelig rapport med en systematisk gennemgang af
publicerede befolkningsundersøgelser mellem 2006 og 2012, der viser sammenhæng mellem
eksponering for pesticider (også erhvervsmæssig) og
helbredseffekter (”Literature rev iew on
epidemiological studies linking
exposure to pesticides and health effects”
20
, Ntzani 2013).
Helbredseffekterne blev grupperet i 23 hovedkategorier, og i meta-analyser blev der fundet
statistisk signifikante sammenhænge mellem pesticideksponering og følgende
helbredsudfald: lever-, bryst- og mavekræft, amyotrofisk lateral sklerose, astma, type II
diabetes, Parkinsons sygdom og børneleukæmi. Trods et stort antal tilgængelige
forskningsartikler og analyser (>6,000) var kvaliteten af undersøgelserne generelt lav og med
mange bias i en grad, så artiklens forfattere ikke fandt tilstrækkelig evidens for en
årsagssammenhæng for hovedparten af helbredseffekterne. Årsagen skyldes et antal
begrænsninger ved befolkningsundersøgelserne (f.eks. lille antal deltagere, selvrapporteret
eksponering, retrospektivt design) og en stor forskelligartethed i data. Forfatterne
bemærkede særligt, at eksponeringen for pesticider var meget bredt defineret (f.eks. blot
”pesticid-eksponering”,
kategorier
som ”ukrudtsmidler”/”insektmidler”
eller anden
gruppering af pesticider med diverse kemiske og toksikologiske egenskaber) i
befolkningsundersøgelserne, hvilket begrænsede værdien af de udførte meta-analyser. Brede
pesticiddefinitioner nedsætter muligheden for at identificere sammenhænge mellem
eksponering for individuelle pesticider eller relaterede grupper af pesticider med effekter på
helbredet og dermed at kunne reagere regulatorisk.
I en anden nylig oversigtsartikel (Schüz 2016) er der fundet nogen evidens for, at forældres
erhvervsmæssige eksponering for pesticider er en risikofaktor for udvikling af leukæmi hos
deres børn, mens der er mindre evidens for en sammenhæng mellem børneleukæmi og
pesticideksponering af børn efter fødslen.
Som en opfølgning på det systematiske review blev
EFSA’s panel vedr.
plantebeskyttelsesmidler og deres restkoncentrationer (PPR Panelet) bedt om at udarbejde
en ”videnskabelig
udtalelse”
med en
vurdering af de metodologiske begrænsninger ved
befolkningsundersøgelser af helbredseffekter ved eksponering for pesticider (EFSA PPR
Panel 2017a), se afsnit 5.
5. Begrænsninger ved befolkningsundersøgelser af pesticiders mulige
helbredseffekter
Der blev identificeret flere metodologiske begrænsninger ud fra de mange
befolkningsundersøgelser omhandlende pesticiders mulige helbredseffekter (Ntzani 2013,
PPR panel 2017a), som også inkluderer mange af de begrænsninger, der gælder generelt for
epidemiologiske undersøgelser. De væsentligste begrænsninger er:
Rapportens titel
kan oversættes til: ”
Litteraturgennemgang af epidemiologiske undersøgelser, der kæder
eksponering for pesticider sammen med helbredsmæssige virkninger”.
20
10
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0011.png
Mangel på prospektive undersøgelser og hyppig brug af forsøgsdesign, der er følsomme
over for bias (såsom case-kontrol undersøgelser og tværsnitsundersøgelser).
Særlig kritisk er en manglende detaljering i vurdering af eksponering for pesticider.
Information om eksponering for et specifikt pesticid mangler ofte; tilsvarende er
samtidig eksponering for andre pesticider eller andre faktorer (f.eks. i arbejdsmiljøet),
ikke (tilstrækkelig) estimeret.
Mangler i vurderingen af effekter på helbredet (brede udfaldsdefinitioner,
selvrapporterede udfald eller surrogatudfald)
Mangelfuld analyse og afrapportering (tolkning af effekt-estimater, kontrol for
”konfoundere”
og multipel hypotese-testning, hvor der ikke er justeret for test af
adskillige hypoteser)
Selektiv afrapportering, publikationsbias mv.
En uddybning af nogle af de nævnte begrænsninger samt yderligere observationspunkter
følger her:
Begrænsninger i undersøgelsesdesign
Prospektive undersøgelser har størst validitet, men er ikke altid en realistisk mulighed. Det
gælder især for sjældne udfald som cancer og fødselsdefekter. For sygdomme med lang
latensperiode (dvs. at der går lang tid fra eksponering til sygdommen konstateres), og hvor
udvikling af sygdom er forårsaget af længere tids eksponering, vil måling af eksponering til et
enkelt tidspunkt ofte ikke reflektere langtidseksponeringen. Dette er især væsentligt for ikke-
persistente/letnedbrydelige pesticider, hvis niveau i biologiske prøver, der danner baggrund
for eksponeringsvurderingen, ikke er konstant. Undersøgelser, der viser en sammenhæng
mellem en eksponering baseret på en enkelt måling i urin og et langtidsudfald, skal derfor
tolkes med stor forsigtighed. Dersom der er frosne urinprøver (biobank) indhentet på det
relevante eksponeringstidspunkt (f.eks. under graviditet) vil målinger dog kunne give et godt
estimat, især hvis eksponeringen antages at have været kontinuerlig i den relevante periode.
Fostre er særligt sårbare, men derudover udgør børn også en særlig sårbar gruppe, idet deres
energiomsætning, fysiologi, kost og eksponeringsmønstre afviger fra voksnes. Det betyder, at
de typisk er udsat for højere eksponeringer og samtidig er de mere følsomme for kemikaliers
skadelige effekter. Der kan også være et tidsmæssigt vindue, hvor børn er særligt følsomme
for skadevirkninger. Sådanne vinduer er dog typisk ikke kendt og vil oftest afhænge af den
sygdomsfremkaldende mekanisme. Forskel i følsomhed mellem køn bør også overvejes ifm .
påvirkning af forplantningsevnen og hormonforstyrrende effekter.
Relevans af genetiske variationer i befolkningen
Genetiske variationer vurderes normalt at være af mindre betydning for epidemiologiske
undersøgelser. Det er dog værd at nævne, at naturligt forekommende genetiske variationer
kan øge eller nedsætte nedbrydning af kemiske stoffer i kroppen, kan prædisponere for en
given sygdom, og de kan være særligt udbredt i visse områder. Den genetiske
sammensætning i en population kan derfor påvirke om en given sygdom udvikles, og
risikoestimaterne for udfaldet vil tilsvarende blive påvirket, hvis ikke der (kan) tages højde
11
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0012.png
for genetiske variationer i analyserne. Det kan betyde, at undersøgelser udført i forskellige
dele af verden kan finde forskellige sammenhænge/udfald.
Udfordringer ved eksponeringsvurdering
De væsentligste begrænsninger ved befolkningsundersøgelser af pesticider skyldes
usikkerhed i eksponeringsestimatet. De fleste af de aktivstoffer, der er godkendt i dag, har en
kort halveringstid, og de anvendes typisk i flere forskellige pesticidprodukter, hvis
anvendelse varierer med afgrødetype og sæson. En præcis vurdering skal altså i mange
tilfælde kunne opfange en periodisk langtidseksponering af ikke-persistente stoffer såvel som
være i stand til at kvantificere eksponeringen for enkelte pesticider. Bestemmelse af den
interne eksponering
21
via måling af urin-metabolitter (nedbrydningsprodukter) fungerer
bedst, når metabolitterne er unikke for enkelte eller grupper af pesticider, og pesticiderne har
samme virkningsmekanisme. Her kan urinmålinger afspejle den reelle samlede eksponering
fra forskellige kilder (fødevarer, omgivelser, biocidanvendelse osv.). Hvis metabolitterne
omvendt er fælles for en større gruppe af helt forskellige pesticider, er vurderingen vanskelig.
Det skyldes dels, at potensen af de afledte pesticider kan variere meget og dels, at de
pågældende pesticider kan komme fra andre kilder, f.eks. fødevarer, uden relevans for
vurderingen i det pågældende studie. Målingen
af ”gruppe-metabolitter”
kan dog kombineres
med andre eksponeringsoplysninger (spørgeskema, pesticidrester i fødevarer osv.), hvorved
eksponeringen for enkeltstoffer i gruppen kan kvantificeres. Herved kan der også korrigeres
for forskelle i potens. Der må dog forventes en væsentlig grad af usikkerhed forbundet med et
eksponeringsestimat udledt fra et større antal ”gruppe-metabolitter”.
SAPEA
22
, der yder
videnskabelig rådgivning ifm. politiske beslutningsprocesser, har nyligt udgivet en rapport
omhandlende forbedringer til den europæiske proces for godkendelse af pesticider, herunder
epidemiologiske undersøgelser. I rapporten konkluderes det, at epidemiologiske
undersøgelser skal etablere en sammenhæng mellem helbredseffekter og et specifikt aktivstof
eller en gruppe af stoffer, der formodes at have samme toksiske virkemåde, for at kunne
bidrage mere direkte til regulatoriske beslutninger (SAPEA 2018).
6. Anvendelse af befolkningsundersøgelser ved risikovurdering af pesticider
6.1. Integrering af befolkningsundersøgelser i risikovurderingsprocessen
Velgennemførte epidemiologiske undersøgelser kan medvirke til at pege på potentielle
sammenhænge mellem pesticideksponering og helbredseffekter og er dermed relevante for
fareidentifikation (trin 1 i risikovurderingsprocessen, afsnit 2.1). Særligt kan undersøgelserne
bidrage med vigtig information om effekter i mennesker, der ikke nødvendigvis fanges af de
eksperimentelle undersøgelser, som der kræves af myndighederne. Befolkningsundersøgelser
kan også bidrage med information om potentielt øget risiko for særligt sårbare populationer,
særligt følsomme perioder i livet og kønsspecifikke effekter.
Eksponering, hvor der er taget højde for optagelse af stoffet/stofferne i kroppen
22
Science Advice for Policy by European Academies
21
12
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
Hidtil har befolkningsundersøgelser af pesticider generelt ikke kunnet bidrage til vurdering
af sammenhænge mellem graden af eksponering og effekt
(”dosis-respons”-vurdering),
og
derfor heller ikke til fastsættelse af de tidligere omtalte referenceværdier (trin 2 i
risikovurderingsprocessen, afsnit 2.1). Dette skyldes, at eksponeringsniveauet typisk ikke er
kendt eller er upræcist bestemt.
Eksponeringsvurderingen (trin 3 i risikovurderingsprocessen, afsnit 2.1) har som nævnt
ovenfor generelt været af lav kvalitet i befolkningsundersøgelser, da eksponeringen ty pisk er
svær
at
estimere
over
længere
tidsperioder.
Det
forventes
dog,
at
biomonitoreringsundersøgelser og kvantitativ eksponering for pesticider vil ses fremadrettet ,
da den teknologiske udvikling vil gøre det muligt ift. pris, testmuligheder og logistik.
Humane data fra forskellige kilder kan dog bruges til at underbygge eller udbygge
konklusionerne fra den samlede toksikologiske datapakke for et pesticid, f.eks. i forhold til
målorganer og reversibilitet af effekter. Ved fastsættelse af referenceværdier til brug ved
risikokarakterisering (trin 4 i risikovurderingsprocessen, afsnit 2.1) er det værd at bemærke,
at data fra befolkningsundersøgelser alene kan bruges til at øge sikkerhedsniveauet, da det er
specificeret i den gældende forordning 1107/2009 artikel 4(6), at data indsamlet fra
mennesker ikke må benyttes til at sænke sikkerhedsmarginen etableret på basis af
dyreforsøg.
Overordnet set kan humane data anvendes på flere stadier i risikovurderingsprocessen, m en
resultater fra enkeltstående eller få epidemiologiske undersøgelser kan normalt ikke
anvendes i en regulatorisk kontekst. Hvis resultater fra epidemiologiske undersøgelser skal
anvendes ved risikovurdering eller regulatorisk, skal pålideligheden (reabiliteten, fra engelsk
”reliability”)
af undersøgelserne overordnet være høj. Hvordan pålideligheden kan vurderes
fremgår af afsnit 6.2.
6.2. Vurdering
af pålideligheden (”reliabiliteten”) af
befolkningsundersøgelser
Den overordnede vurdering af pålideligheden af befolkningsundersøgelser bør bero på en
ekspertvurdering af den samlede evidens fra undersøgelse til undersøgelse. Det er ikke muligt
at opstille rigide og utvetydige kriterier, men der kan dog opstilles en (ikke-udtømmende)
række af kvalitetsparametre, der skal vurderes for hver undersøgelse. I Tabel 1 er syv sådanne
hovedparametre opsummeret. I tabellen er også angivet en vægtning af kvaliteten af de
enkelte parametre i tre kategorier (høj, middel, lav). For hver undersøgelse kan en
evidensvægtning af alle parametre give en overordnet vurdering af undersøgelsens
pålidelighed. For uddybning af parametrene og inspiration til yderligere relevante fa ktorer
henvises til EFSA PPR Panel 2017a. Analogt til at den overordnede kvalitetsvurdering af
laboratorieforsøg med pesticider inddeles i en af tre kategorier som acceptabel,
supplerende/understøttende eller ikke-acceptabel, kan befolkningsundersøgelser vurderes på
tilsvarende vis ud fra kvalitet: (a) høj pålidelighed (b) middel pålidelighed eller (c) lav
pålidelighed. Det vil så kun være undersøgelser af overordnet høj eller middel kvalitet (a og
b), der kan indgå i den regulatoriske risikovurdering; undersøgelser af middel kvalitet (b) v il
kun kunne betragtes som supplerende. De listede kvalitetsparametre skal betragtes som
13
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0014.png
retningsgivende, og kategoriseringen af de enkelte parametre kræver nøje ekspertvurdering
og skal ses i forhold til hver enkelt befolkningsundersøgelse. Særlig vil kvalitetsvurdering af
udfaldet og til dels også eksponeringen afhænge af den specifikke undersøgelse, og det er her
ikke muligt at opsætte entydige kvalitetsparametre. Endelig skal det understreges, at en eller
flere befolkningsundersøgelser af et pesticid indgår i en samlet risikovurdering af pesticidet;
humane data skal integreres med den øvrige toksikologiske datapakke i en samlet v urdering
af evidensbyrden (weight of evidence, WoE) (se EFSA Scientific Committee 2017). Dette
omtales videre i næste afsnit.
Tabel 1. Kvalitetsparametre til brug ved vægtning af kvalitet af befolkningsundersøgelser
(EFSA PPR Panel 2017a)
Param eter
Undersøgelsen s
design og
udførelse
Høj
Prospektive kohorte-
undersøgelser.
Præ-specificeret hypotese
(stof- og udfaldsspecifik).
Middel
Case-kontrol
undersøgelser.
Retrospektive og
prospektive kohorte-
undersøgelser, hvor
designet ikke
tilstrækkeligt dækker
relev ante
befolkningsgrupper,
forv entede fordelinger af
eksponering eller udfald.
Lav
Tv ærsnitsundersøgelse
r, populationsbaserede
korrelationsundersøgel
ser.
Case-kontrol-
undersøgelser, hvor
designet ikke
tilstrækkeligt dækker
relev ante
befolkningsgrupper,
forv entede fordelinger
af eksponering eller
udfald.
Ingen detaljeret
information om
udv ælgelse af
undersøgelses-
populationen.
Ringe definition af
populationskarakterist
ika.
Population
Tilfældig udv ælgelse af
indiv ider.
Forsøgspopulationen er
stor nok til at sikre
tilstrækkelig statistisk
sty rke.
V eldefinerede
populationskarakteristika
(følsomme undergrupper
er inkluderet).
Ikke-tilfældig udv ælgelse
af indiv ider, f.eks. baseret
på friv illighed til at
deltage.
Undersøgelsens
statistiske styrke tvivlsom,
ikke detaljeret begrundet.
Populationskarakteris-
tika ikke tilstrækkeligt
defineret.
14
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0015.png
Eksponerings-
v urdering
Nøjagtig og præcis
kv antitativ
eksponeringsvurdering
(human biomonitorering
(HBM)
23
eller y dre
eksponering
24
) ved brug
af v aliderede metoder.
V alideret spørgeskema
25
og/eller interview for stof-
specifik eksponering
besv aret af deltagere.
Ikke-v alideret proxymål
eller biomarkør i en
specificeret matrix og
y dre eksponering
16
.
Spørgeskema og/eller
interv iew for stof-specifik
eksponering besvaret af
deltagere eller
stedfortrædere.
Udfalds-
v urdering
”Konfounder”-
kontrol
V alid og troværdig
udfaldsv urdering.
Standardiseret og
v alideret i undersøgelses-
populationen.
Lægejournal eller
diagnose bekræftet, hvor
relev ant.
Passende kontrol for
v igtige
”konfoundere”
og
effektmodifikatorer
26
relev ante for det
v idenskabelige spørgsmål.
Standardiseret udfald,
ikke v alideret i
populationen, eller
screenings-værktøj
anv endt; lægejournal ikke
bekræftet, hv or relevant.
Moderat kontrol for
”konfoundere” og
effektmodifikatorer.
Ikke alle v ariabler
relev ante for det
v idenskabelige spørgsmål
er taget i betragtning.
Statistisk
analy se
Passende til
undersøgelsens design,
understøttet af et
tilstrækkeligt antal
observationer, maksimal
udny ttelse af data, og
objektiv rapportering.
Acceptable metoder,
analy tiske valg
medførende
informationstab, og uklar
rapportering.
Analy se
er udført ”post
hoc”, men
det er ty deligt
Ringe proxymål.
Spørgeskema og/eller
interv iew af lav
kv alitet; information
indsamlet for grupper
af stoffer.
Ingen indsamling af
stof-specifikke
eksponeringsdata;
generel v urdering af
pesticidbrug/-
eksponering som
”engang/aldrig”
eller
”hy
ppig/sjælden”.
Ikke-standardiseret og
ikke-v alideret
helbredseffekt.
Utilstrækkelige eller
selv -rapporterede
udfald (Kv alitet af
selv rapportering dog
udfaldsafhængig).
Ingen kontrol for
potentielle
”konfoundere”
og
effektmodifikatorer i
design- og
analy sefaserne af
undersøgelsen.
Ov erjustering er
tilsv arende
problematisk.
Kun deskriptiv
statistik eller bivariat
analy se er lavet.
Statistiske
sammenligninger af
grupper er ikke udført
eller uklart beskrevet.
23
En m etode til at vurdere menneskers eksponering for kemikalier ved at måle disse kemikalier, deres
nedbrydningsprodukter eller reaktionsprodukter i væv eller prøver som blod, urin eller hår fra mennesker
24
Potentiel eksponering af hud og åndedrætssystemet, der ikke tager højde for optagelse i kroppen
25
Et spørgeskema, der er udviklet til og valideret i den befolkningsgruppe, som skemaet henvender sig til.
Validering foretages i en repræsentativ gruppe og skal vise en tilstrækkelig pålidelighed af spørgeskemaet.
Faktorer, der påvirker
effekten
af eksponeringen, altså at samme eksponering har forskellig effekt m ellem
forskellige grupper.
26
15
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0016.png
Rapportering
Statistiske metoder til
kontrol af
”konfoundere”
er anv endt, og justerede
og ikke-justerede
estimater er præsenteret.
Undergruppe- og
interaktionsanalyser er
udført.
Centrale elementer under
”Materialer
og Metoder”
og
”Resultater”
er
rapporteret med
tilstrækkelige detaljer, og
der er adgang til
programmeringskoder og
ev t. data fra de
gennemførte analyser.
Antal indiv ider i hv er fase
af undersøgelsen er
rapporteret.
En plausibel biologisk
mekanisme for en
observeret sammenhæng
er giv et.
angiv et.
Mangler i analy sen
(f.eks. justering for
multipel testning).
Nogle elementer under
”Materialer
og Metoder”
eller
”Resultater”
er ikke
rapporteret tilstrækkeligt
detaljeret.
Fortolkning af resultater
er moderat adresseret.
Mangler i rapportering
(f.eks. fortolkning af
effektestimater,
kontrol for
”konfoundere”).
Selektiv rapportering.
Ingen eller ringe
information om andre
relev ante faktorer, som
kan påv irke forholdet
mellem eksponering
og helbred. Ikke-
begrundede
konklusioner.
6.3. Relevansvurdering af befolkningsundersøgelser
I dette afsnit beskrives kort en tilgang til at kombinere og summere resultater fra forskellige
befolkningsundersøgelser omhandlende en sammenhæng mellem pesticideksponering og
sygdom hos mennesker. Tilgangen til vægtning af befolkningsundersøgelser kan tage
udgangspunkt i principper som de modificerede Bradford Hill-kriterier. De omfatter en
gruppe af kriterier, der samlet kan belyse en potentiel årsagssammenhæng mellem en giv en
eksponering og en observeret effekt (styrke, konsistens, specificitet, temporalitet, biologisk
gradient, plausibilitet, overensstemmelse, forsøg, rækkefølge af nøglebegivenheder og
analogi). I Tabel 2 er der listet en række overvejelser, der er væsentlige i forhold til de nævnte
centrale kriterier for evidensvægtningen.
Relevansen af de enkelte parametre vil afhænge af den konkrete problemstilling og
undersøgelse. Overvejelser om betydningen af multikausalitet bør indgå, da multikausalitet
f.eks. kan have stor betydning for konsistens og specificitet. Det er også vigtigt at
understrege, at der er tale om en vægtning af kriterierne (jf. EFSA Scientific Committee
2017), at biologiske systemer er komplekse, og at en mulig kausal sammenhæng ikke kan
udelukkes, hvis alle kriterierne ikke er opfyldt.
16
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0017.png
Tabel 2. Kriterier til brug ved vægtning af befolkningsundersøgelser for evidens-integrering
(baseret på modificerede Bradford Hill-kriterier) (EFSA PPR Panel 2017a)
Kategori
Sammenhængens sty rke og
signifikans
Ov erv ejelser
Jo stærkere associationen er, des større er sandsynligheden for, at der
er tale om en kausal association. Sty rken af en sammenhæng (dv s.
associationsmålets størrelse og den statistiske signifikans) har dog kun
v ærdi, hv is de tilgrundliggende data og metoder, herunder inddragelse
af andre kontekstuelle faktorer og sammenligning med evidensbyrden
(WoE) i litteraturen, er af tilstrækkelig høj kvalitet, som gennemgået
ov enfor. Statistisk signifikans er ikke det samme som biologisk
bety dning. Lavere p-værdier angiver ikke nødv endigvis, at effekten er
større eller v igtigere, og højere p-værdier angiver ikke nødvendigvis
mindre betydelig effekt. Størrelsen af p-v ærdien afhænger af
stikprøvestørrelsen og målepræcisionen (Wasserstein & Lazar 20 1 6).
Sammenhængens sty rke vurderes derfor også ud fra
konfidensintervaller.
Sammenhænge bør generelt v ære konsistente på tv ærs af flere
uafhængige undersøgelser, særlig de, der er udført med forskellige
forsøgsdesigns og i forskellige populationer under forskellige forhold.
Dog kan f.eks. multikausalitet forklare en umiddelbar inkonsistens.
Tilsv arende bør der også v ære en høj grad af konsistens af resultater på
tv ærs af alle bev istyper (epidemiologi, dy reforsøg,
”reagensglasforsøg”
mv ). Mulige årsager til tilsyneladende inkonsistens skal v urderes
omhy ggeligt og kan bruges til at identificere nye forskningsområder.
Det oprindelige evidenskriterie, hvor forbindelsen af et specifikt udfald
med en eksponering kan giv e et stærkt argument for
årsagssammenhæng, er videreudviklet og kan hav e ny e og interessante
implikationer i en dataintegrationskontekst. V ed hjælp af
dataintegration er det muligt at en molekylær virkningsmekanisme
kan identificeres med en præcist defineret sammenhæng mellem ét
stof og de forskellige udfald associeret med komplekse eksponeringer.
En tilsy neladende mangel på specificitet kan således hjælpe med til at
identificere de(t) enkelte stof(fer), der faktisk er associeret med
sy gdom (Fedak 2015).
Årsagen kommer tidsmæssigt før udfaldet. Bev is for en tidsmæssig
rækkefølge mellem eksponering for et stof og fremkomsten af effekten
inden for en passende tidsramme udgør et af de bedste argumenter for
en årsagssammenhæng. Derfor er undersøgelsesdesigns, som sikrer en
tidsmæssig progression mellem de to mål, de mest overbevisende til at
v ise årsagssammenhæng.
Øgede effekter associeret med større eksponering eller varighed af
eksponering indikerer kraftigt en årsagssammenhæng. En observeret
”dosis-respons”
sammenhæng kan dog sky ldes konfounding, når
eksponeringen sam-varierer med den v irkelige årsagsfaktor. Fraværet
af en sådan association udelukker heller ikke en årsagssammenhæng.
Data, der er forklaret og støttet af sandsy nlige biologiske mekanismer
baseret på eksperimentel evidens, styrker sandsynligheden for, at en
sammenhæng er kausal. Manglende mekanistiske data skal imidlertid
ikke ses som et bev is imod en årsagssammenhæng.
Sammenhængens konsistens
Specificitet
Temporalitet
(tidsrelation)
Biologisk gradient
(”dosis-respons”)
Biologisk plausibilitet
17
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0018.png
Logisk sammenhæng
Eksperimentel evidens
Rækkefølge af nøgle-
begiv enheder
Analogi
Fortolkningen af bev iser bør giv e mening og ikke v ære i strid med,
hv ad der v ides om biologien af det pågældende udfald under
eksponering-til-sygdom paradigmet. Hv is det gør, bør arten tættest på
mennesket betragtes som den mere relevante.
Resultater fra randomiserede eksperimenter yder stærkere bevis for en
kausal sammenhæng, frem for resultater baseret på andre
forsøgsdesigns. Alternativt kan en sammenhæng fra en ikke-
eksperimentel undersøgelse overvejes som kausal, hv is en
randomiseret forebyggelse (eliminering/minimering af eksponeringen)
bekræfter fundet.
Der giv es en klar beskriv else af hv er nøglebegivenhed (dvs. målbare
parametre fra en kombination af
”reagensglasforsøg”, dyreforsøg
eller
humane datakilder), som ligger til grund for den etablerede
”mode of
action”
27
(MoA )/”adverse
outcome pathway”
28
(AOP) for en specifik
helbredseffekt. En fuldt bely st MoA/AOP er ikke påkræv et for brug af
befolkningsundersøgelser i sundhedsrisikovurderingen.
V ed stærk ev idens for en årsagssammenhæng mellem et specifikt stof
og et giv ent udfald, bør en sv agere evidens, for at et lignende (analogt)
stof kan forårsage et tilsvarende udfald, accepteres. I dag er der mange
v ærktøjer til at søge efter og finde analoger , inklusiv mønstre i
sy gdomsprogression, typiske risikofaktorer og konfoundere samt
biologisk v irkemåder, og analogi bør derfor i dag også bruges til at
fremsætte og teste mekanistiske hy poteser.
6.4. Vurdering af den biologiske relevans af en statistisk signifikant
sammenhæng
Befolkningsundersøgelser bidrager i stigende omfang til etablering af (årsags)sammenhæng,
og et vigtigt element i denne forbindelse er etablering af biologisk sandsynlighed, der dog er
afhængig af forståelsen af sygdomsmekanismer. Som opfølgning på litteraturgennemgangen
af befolkningsundersøgelser, der kæder humane helbredseffekter sammen med
pesticideksponering (Ntzani 2013),
blev EFSA’s panel vedr. plantebeskyttelsesmidler og
deres restkoncentrationer (PPR Panelet) bedt om at undersøge den sandsynlige medvirken af
pesticideksponering som en risikofaktor for udvikling af Parkinsons sygdom og
børneleukæmi. Panelet anvendte den konceptuelle ramme med begivenhedskæder, der leder
fra en initierende molekylær hændelse til et skadeligt udfald for organismen, kendt som
”adverse outcome pathway” (AOP),
til at undersøge den biologiske sandsynlighed for
statistiske sammenhænge fundet i befolkningsundersøgelser ved at bruge specifikke
symptomer ved sygdommene som
et ”skadeligt udfald” (”adverse outcome”)
(EFSA PPR
Panel 2017a).
AOP’er er en form for systematisk review af data,
hvor der laves en
evidensvægtning baseret på Bradford Hill-kriterier med henblik på regulatorisk anvendelse.
27
(biologisk) virkemåde
28
En
konceptuel ramme med begivenhedskæder der leder fra en initierende molekylær hændelse til et skadeligt
udfald for organismen
18
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0019.png
PPR Panelet fik udviklet to kvalitative AOP’er for Parkinsons sygdom, en kvalitativ AOP for
leukæmi
hos spædbørn (”infant leukemia”)
samt en formodet AOP for leukæmi hos m indre
børn (”childhood leukemia”)
(EFSA PPR Panel 2017a).
AOP’er giver en mekanistisk
forståelse af helbredseffekter. Arbejdet med AOP-udvikling varetages af OECD. Det skal
understreges, at der ikke stilles krav om mekanisme eller udvikling af en AOP, for at en
epidemiologisk undersøgelse kan anvendes i den regulatoriske risikovurdering; men det er
selvsagt en styrke, hvis der er en virkningsmæssig underbygning af en epidemiologisk
undersøgelse.
7. Forbedring af pesticid-epidemiologiske undersøgelser ift. regulatorisk
anvendelse
Eksponeringsvurderingen er ofte et svagt punkt, og bedre metoder til at estimere
eksponeringen vil styrke mulighederne for at afdække mulige helbredseffekter. Human
biomonitorering (HBM) er et vigtigt redskab, men indebærer en del udfordringer, da
pesticider, som er godkendt i dag, har kort biologisk halveringstid og stort set vil være ude af
kroppen efter 1-2 døgn. Netop pga. stoffernes hurtige omsætning i kroppen vil HBM typisk
kun give en eller flere punktmålinger, da kontinuerlig måling (endnu) ikke er mulig. Ved
erhvervsmæssig eksponering, hvor man kender tidspunkt for eksponering og hvilke
specifikke pesticider, der er anvendt, er HBM af specifikke pesticider/metabolitter en
mulighed. Hvis der skal opnås et pålideligt mål for en samlet langtidseksponering skal
eksponeringsvurderingen vha. HBM gentages regelmæssigt over en lang periode (SAPEA
2018). Anbefalingen er derfor, at det kun i visse tilfælde vil være hensigtsmæssigt med HBM ,
hvis der er tale om punktvise erhvervsmæssige eksponeringer. Ved en mere kontinuerlig
eksponering, som f.eks. fra pesticidrester i fødevarer (og sandsynligvis også fra pesticider i
husstøv), vil HBM dog kunne være et godt redskab til at vurdere den interne eksponering.
Ud over biomarkører, der reflekterer eksponeringen, så kunne der udvikles nye biomarkører
for effekt, der repræsenterer tidlige stadier i sygdomsudviklingen. Det kræver dog, at man
har kendskab til sygdomsmekanismen.
I forhold til øget kvalitet af rapportering af epidemiologiske undersøgelser anbefales det at
følge de såkaldte STROBE
29
-retningslinjer (von Elm 2007). Der er udviklet en fælles
tjekliste
30
for kohorte, case-kontrol og tværsnitsundersøgelser over elementer, der bør
inkluderes ved afrapportering af undersøgelserne. Tjeklisten kunne videreudvikles, så den
specifikt adresserer undersøgelser vedrørende eksponering for pesticider og helbredseffekter.
Det er desuden væsentligt, at en epidemiologisk undersøgelse er dimensioneret til at kunne
detektere ændring i risici for de effekter, som det undersøger. Det kan gøres ved at vurdere
studiets statistiske styrke (”power”), f.eks.
om studiet har styrke til at påvise 20 % forøgelse i
29
STrengthening the Reporting of OBservational studies i n Epi dem i ol ogy ( S ty rkelse a f r apportering en a f
beskrivende epidemiologiske undersøgelser)
30
https://www.strobe-
statement.org/fileadmin/Strobe/uploads/checklists/STROBE_checklist_v4_combined.pdf
19
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
risikoen for en given effekt. Dette er primært relevant for effekter,
der er ”enten-eller”, f.eks.
om et barn har leukæmi eller ej, da proceduren er vanskeligere for kontinuerte data (f.eks.
sædkvalitet, IQ osv.) (Pejtersen 2015). Tilsvarende vigtig er vurderingen af den statistiske
styrke af meta-analyser af flere uafhængige epidemiologiske undersøgelser.
Relevante forskningsområder til forbedring af pesticid-epidemiologiske undersøgelser kan
inkluderes i Miljøstyrelsens Bekæmpelsesmiddelforskningsprogram.
8. Konklusion
For at få et pesticid-aktivstof godkendt kræves en række undersøgelser til afdækning af
stoffets toksikologiske profil. Undersøgelserne er primært baseret på dyreforsøg, men der er
også krav om, at eksisterende humane data skal inddrages. Sidstnævnte er væsentligt, da
mere komplekse sygdomsbilleder hos mennesker ikke altid er dækket af de påkrævede
dyreforsøg. Epidemiologiske undersøgelser kan derfor bidrage med vigtig viden om
helbredseffekter ved eksponering for pesticider. Pålideligheden af epidemiologiske
undersøgelser såvel som af andre data (dyreforsøg og reagensglasforsøg eksempelvis) skal
være tilstrækkelig høj, for at de kan indgå i risikovurderingen af pesticider. Begrænsninger
ved (pesticid-)epidemiologiske undersøgelser er gennemgået i notatet, hvoraf den
væsentligste er usikkerhed i eksponeringsestimatet. Der er også opstillet en række
kvalitetsparametre (Tabel 1), der vægtet kan bruges ved vurdering af pålideligheden af den
enkelte undersøgelse. Desuden kan flere undersøgelser kombineres for bedre at belyse en
potentiel årsagssammenhæng mellem en given eksponering og en observeret effekt, hvilket
kan ske ud fra vægtning af en række kriterier (Tabel 2). Her er det vigtigt, at de enkelte
undersøgelser rent faktisk har statistisk styrke til at detektere ændring i risiko for de
helbredseffekter, de undersøger. Befolkningsundersøgelser kan pege på en sammenhæng
mellem eksponering for et pesticid og sygdomsudvikling. Det styrker undersøgelsens resultat,
hvis der kan etableres en årsagssammenhæng via en biologisk mekanisme, hvilket dog
forudsætter forståelse af den underliggende sygdomsmekanisme. En sådan plausibel
korrelation er mere overbevisende. Plausible korrelationer, normalt baseret på mange
undersøgelser, hvor bias, ”konfounding” og tilfældighed med rimelighed kan udelukkes,
bliver betragtet som kausale. Kausale korrelationer,
”årsagssammenhænge”, er mest
relevante
–
også regulatorisk. Der er dog ikke krav om en beskrevet mekanisme, for at en
epidemiologisk undersøgelse kan anvendes i den regulatoriske risikovurdering.
Evidensbyrden fra humane data skal integreres med den øvrige toksikologiske datapakke i
den samlede risikovurdering.
Notatet afsluttes med en række anbefalinger til forbedring af epidemiologiske undersøgelser
af pesticiders mulige helbredseffekter, så de kan anvendes bedst muligt i det regulatoriske
arbejde.
20
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
2010983_0021.png
9. Referencer
EFSA Scientific Committee 2017. Scientific Opinion on the guidance on the use of the weight
of evidence approach in scientific assessments. EFSA Journal 2017;15(8):4971, 69 pp.
https://doi.org/10.2903/j.efsa.2017.4971
EFSA PPR Panel 2017a. Scientific Opinion of the PPR Panel on the follow -up of the findings
of the External Scientific Report ‘Literature review of epidemiological studies linking
exposure to pesticides and health effects’. EFSA Journal 2017;15(10):5007
https://doi.org/10.2903/j.efsa.2017.5007
EFSA PPR Panel 2017b. Scientific Opinion on the investigation into experimental
toxicological properties of plant protection products
having a potential link to Parkinson’s
disease and childhood leukaemia. EFSA Journal 2017;15(3):4691, 325 pp.
https://doi.org/10.2903/j.efsa.2017.4691
Fedak 2015. Fedak KM, Bernal A, Capshaw ZA, Gross S. Applying the Bradford Hill criteria in
the 21st century: how data integration has changed causal inference in molecular
epidemiology. Emerg Themes Epidemiol 2015;12:14
https://doi.org/10.1186/s12982-015-0037-4
von Elm 2007. The Strengthening the Reporting of Observational Studies in Epidemiology
(STROBE) Statement: Guidelines for Reporting Observational Studies. PLoS Med 4(10):
e296.
https://doi.org/10.1371/journal.pmed.0040296
Ntzani 2013. Ntzani EE, Chondrogiorgi M, Ntritsos G, Evangelou E, Tzoulaki I. Literature
review on epidemiological studies linking exposure to pesticides and health effects. EFSA
supporting publication 2013:EN-497, 159 pp.
https://doi.org/10.2903/sp.efsa.2013.EN-497
Pejtersen 2015. Pejtersen JH, Burr H, Hannerz H, Fishta A, Eller NA. Update on Work-
Related Psychosocial Factors and the Development of Ischemic Heart Disease: A Systematic
Review. Cardiol Rev 2015;23(2):94-8
https://dx.doi.org/10.1097/CRD.0000000000000033
SAPEA 2018. Improving authorisation processes for plant protection products in Europe: a
scientific perspective on the potential risks to human health. Berlin: SAPEA.
https://doi.org/10.26356/plantprotectionproducts
Schüz 2016. Schüz J, Erdmann F. Environmental Exposure and Risk of Childhood Leukemia:
An Overview. Arch Med Res. 2016;47(8):607-614
https://doi.org/10.1016/j.arcmed.2016.11.017
Wasserstein & Lazar 2016. The ASA's Statement on p-Values: Context, Process, and Purpose.
The American Statistician, 70:2, 129 pp.
https://doi.org/10.1080/00031305.2016.1154108
21
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
10. Ordliste og forkortelser
AAOEL:
ADI:
AOEL:
AOP:
Acute Acceptable Operator Exposure Level (acceptabelt akut
eksponeringsniveau af sprøjteføreren)
Acceptabelt Dagligt Indtag
Acceptable Operator Exposure Level (acceptabelt eksponeringsniveau af
sprøjteføreren)
Adverse Outcome Pathway; en konceptuel ramme med begivenhedskæder
der leder fra en initierende molekylær hændelse til et skadeligt udfald for
organismen
Akut ReferenceDosis
Classification, Labelling and Packaging (klassificering, mærkning og
emballering)
Developmental Origins of Health and Disease
(Føtal oprindelse af sundhed og sygdom)
European Food Safety Authority
(Den europæiske fødevaresikkerhedsautoritet)
Good Laboratory Practise (god laboratoriepraksis)
Human BioMonitoring; en metode til at vurdere menneskers eksponering for
kemikalier ved at måle disse kemikalier, deres nedbrydningsprodukter eller
reaktionsprodukter i væv eller prøver som blod, urin eller hår fra mennesker
Mode of Action; virkemåde
The Organisation for Economic Co-operation and Development
(Organisationen for Økonomisk Samarbejde og Udvikling)
Odds Ratio (chancen for at et udfald indtræder ved en given eksponering
sammenholdt med chancen for at udfaldet indtræder i fraværet af
eksponeringen)
ARfD:
CLP:
DOHaD:
EFSA:
GLP:
HBM:
MoA:
OECD:
OR:
PPR Panel: Panel on Plant Protection products and their Residues
(Panelet for plantebeskyttelsesmidler og deres restkoncentrationer)
REACH:
Registration, Evaluation, Authorisation and restriction of CHemicals
(registrering, vurdering og godkendelse af samt begrænsninger for
kemikalier.
EU’s generelle kemikalieforordning)
Relative Risk (den relative risiko)
RR:
22
 B 5 - 2018-19 (1. samling) - Bilag 2: Notater fra arbejdsgruppen vedr. børneleukæmi og pesticider, fra miljø- og fødevareministeren
SAPEA:
Science Advice for Policy by European Academies
(Videnskabelig rådgivning for politikudvikling fra europæiske akademier)
Synergist: Et stof eller præparat, der ikke selv er virksomt (eller kun er det i svag grad),
men som kan gøre aktivstoffet eller aktivstofferne i et pesticidprodukt mere
virksomme
Safener:
STROBE
WoE:
Et stof eller præparat, der tilsættes et pesticidprodukt for at fjerne eller
reducere pesticidprodukts giftige virkning på en afgrøde
STrengthening the Reporting of OBservational studies in Epidemiology
(Styrkelse af rapporteringen af beskrivende epidemiologiske undersøgelser)
weight of evidence; evidensbyrde/beviskraft
23