Estelle Larsson
Fil.dr Miljöhygieniker
Arbets- och miljömedicin Syd

Barns kemikalieexponering i förskolemiljö – kortfattad kunskapssammanställning

I takt med att de mer klassiska miljöföroreningarna, som till exempel PCB och DDT, fasas ut och halterna minskar både i miljö och människa uppmärksammas i stället andra substanser. Gemensamt för många av dessa ämnen är att de i djurförsök visat sig vara hormonstörande, det vill säga att de på olika sätt kan påverka hormonsystemet, vilket i sin tur kan ha negativ inverkan på fertilitet och reproduktion. En sådan ämnesgrupp är ftalater, vilka används som mjukgörare i PVC-plast, men även i vissa lim och färger samt i kosmetika [1] och några typer av läkemedel [2]. På grund av deras negativa effekter pågår en utfasning av vissa ftalater, till exempel är di-2-etylhexylftalat (DEHP), di-n-butylftalat (DnBP) och butylbensylftalat (BBzP) förbjudna i leksaker och barnartiklar inom EU sedan 2007, då de visat sig ha reproduktionsstörande egenskaper [1]. Som ersättare har det på marknaden bland annat introducerats mjukgörare som inte är ftalater, till exempel diisononylcyklohexan-1,2-dikarboxylat (DiNCH). Dessa icke-ftalatiska mjukgörare bedöms i dag inte vara hälsoskadliga, men det saknas information om hur människors exponering för dem ser ut.

En annan uppmärksammad substans är bisfenol A som används vid framställning av polykarbonatplast, epoxihartser och termopapper och därmed kan finnas i exempelvis CD- och DVD-skivor, kassakvitton och innerbeläggningen på konservburkar och som visat sig ha hormonstörande effekter.

Det råder stor oenighet i det vetenskapliga samhället kring vid vilka nivåer som effekter på människor uppstår. Den stora oro och uppmärksamhet som bisfenol A skapat, har lett till att ämnet förbjudits i nappflaskor och kosmetika inom EU. Dock visar studier att de substanser som ofta används som ersättare, till exempel bisfenol S eller bisfenol F, har hormonstörande egenskaper liknande dem hos bisfenol A. En ytterligare ämnesgrupp värd att nämna är perfluorerade alkylsubstanser (PFAS) som bland annat används i vattenavvisande material, till exempel textilier, och som har visat sig ge upphov till sänkta nivåer av sköldkörtelhormon hos gnagare och apor [3].

Barn anses vara extra känsliga för hälsoskadliga substanser eftersom de är under utveckling och små barn har ett beteende som innebär att de stoppar saker i munnen och leker på golvet [1, 4]. De har också lägre kroppsvikt och blodvolym, vilket innebär att ämnena koncentreras mer i kroppen [4]. Dessutom är inte ämnesomsättningen fullt utvecklad hos barn och de bryter ner eller utsöndrar vissa ämnen långsammare än vuxna. Det finns också speciella perioder under fostertiden, efter födseln och under puberteten där barn är särskilt känsliga för störningar av hormonsystemet. Deras låga ålder innebär även en längre livstidsexponering för kemikalier och föroreningar och därmed en ökad risk att utveckla sjukdomar.

Vid kartläggning av människors kemikalieexponering finns två olika strategier [5]. Den ena strategin är att mäta halter av ämnen i omgivningen, till exempel i damm och byggnadsmaterial, och sedan utifrån uppgifter om vilken mängd en genomsnittlig person får i sig av materialet dagligen, upptaget av ämnena i magtarmkanalen, beräkna en teoretisk exponering i form av ett dagligt intag av ämnet.

Den andra strategin bygger på så kallad biologisk monitorering. Här mäter man halter av de ämnen man vill undersöka eller deras nedbrytningsprodukter, så kallade biomarkörer, i blod- eller urinprover och får därmed uppgift om hur mycket de studerade individerna verkligen tagit upp i kroppen. Utifrån kunskap om hur ämnena tas upp, distribueras och omvandlas i kroppen samt hur de utsöndras kan man därefter ”baklänges” beräkna det dagliga intaget. I båda fallen kan det beräknade dagliga intaget jämföras med ett hälsobaserat riktvärde, till exempel ett tolerabelt dagligt intag (TDI). Detta motsvarar den mängd av ett ämne som en frisk person kan exponeras för dagligen under hela sin livstid utan att drabbas av negativa hälsoeffekter. Om exponeringen överstiger det hälsobaserade riktvärdet bör åtgärder vidtas för att minska det uppmätta värdet. Det är dock viktigt att ha i åtanke att överskridande av exempelvis TDI inte automatiskt betyder att man kommer att drabbas av negativa hälsoeffekter.

Biologisk monitorering ger en bild av den totala exponeringen, medan analys av ämnena i omgivningen endast ger information om exponeringen från det specifika medium man valt att analysera. Utifrån vilken fråga man vill ha svar på kan därför den ena eller andra strategin vara mer lämplig. Ofta spelar också praktiska aspekter som budget, tidsram och etiska överväganden in.

År 2017 publicerade danska och tyska forskare en genomgång av 10 nationella biomonitoreringsprogram från olika länder [4]. Den visade att barn hade högre halter i kroppen än vuxna, av bland annat bisfenol A, polycykliska aromatiska kolväten (PAH) och PCB28. Data från sex europeiska länder visade också att barn hade högre halter av bisfenol A än sina mammor. För PFAS fanns det skillnader mellan enskilda substanser. Studier har även pekat på att barn har högre halter av perfluoroktansyra (PFOA), perfluornonansyra (PFNA) och perfluordekansyra (PFDA) i kroppen än vuxna, medan högre halter av perfluoroktansulfonat (PFOS) har uppmätts hos vuxna jämfört med barn. En förklaring kan vara att PFOS började fasas ut under år 2000, och att barn födda därefter därför har en lägre exponering.

För ftalater varierar resultaten något beroende på vilka specifika biomarkörer man valt att mäta. Det finns även skillnader mellan olika länder. Dock visar data konsekvent att barn har högre halter än vuxna av nedbrytningsprodukter av dibutylftalat (DBP), bensylbutylftalat (BzBP) samt DEHP.  Det finns även ämnen där vuxna uppvisar högre halter än barn, framför allt substanser som ackumuleras i kroppen över tid, såsom metaller och klororganiska bekämpningsmedel. Forskarna bakom studien poängterar dock att högre uppmätta värden i sig inte behöver innebära någon risk för negativa hälsoeffekter, utan att jämförelse krävs med till exempel ett hälsobaserat riktvärde för att kunna bedöma det. En sådan jämförelse görs dock inte i studien. Därför är det svårt att uttala sig om huruvida barns högre exponering för dessa substanser är relaterad till en reell riskökning. 

I USA har US Consumer Products Safety Commission utsett en panel, Chronic Hazard Advisory Panel, med uppgift att göra en genomgång av ftalater i barns leksaker och barnartiklar baserat på biomonitoreringsstudier av barn [6]. Resultaten av genomgången publicerades 2015. I korthet konstateras att de största exponeringsvägarna för ftalater hos barn är mat, dryck och läkemedel, medan leksaker och hygienprodukter endast står för en mindre del. När det gäller exponering från andra källor än mat och dryck sker denna hos spädbarn, när det framför allt gäller diisononylftalat (DiNP), via leksaker och bitsaker. Detsamma gäller för små barn, även om exponeringen är avsevärt lägre än hos spädbarn. Äldre barn exponeras framför allt för dietylftalat (DEP) via hygienartiklar, läkemedel och inomhusmiljön samt för DEHP via hushållsdamm.

Ur ett riskbedömningsperspektiv föreslår författarna att det då aktuella regelverket (2012) med ett förbud mot DBP, BBzP och DEHP i barnartiklar i halter över 0,1 %, ska kvarstå samt att interrimsförbudet mot DiNP permanentas. När det gäller di-n-oktylftalat (DnOP) och diisodecylftalat (DiDP) anser man att det finns så pass goda säkerhetsmarginaler till effektnivåer att det dåvarande interrimsförbudet bör tas bort. Man anser inte heller att det krävs några åtgärder för dimetylftalat (DMP) och DEP.

Ett sätt som barn kan exponeras för miljöföroreningar är som tidigare nämnts damm [1]. Då yngre barn tillbringar upp till en tredjedel av tiden under veckodagarna i förskolan står den för en betydande del av dammexponeringen. I en svensk studie publicerad 2017 samlades dammprover in från 100 svenska förskolor och analyserades med avseende på ftalater, icke-ftalatiska mjukgörare samt bisfenoler. Man samlade även in urinprover från 113 barn i åldern 3–5 år och mätte halterna av dessa ämnen i barnens urin. Ftalaterna delades in i två grupper – de som i dag är förbjudna (DEHP, BBzP, DnBP och diisobutylftalat, DiBP) och de som i stället används som ersättare (DEP, DMP, DiNP, di[2-propyl heptyl]ftalat [DPHP] och DiDP).

Förskolor byggda efter år 2000 hade högre halter av ersättningsftalaterna och icke-ftalaterna i dammet än äldre förskolor, vilka i stället uppvisade högre halter av DnBP. Statistisk analys visade på ett samband mellan förekomsten av PVC-golv, elektrisk utrustning, mjuka platsleksaker samt skumgummimadrasser i förskolemiljön och högre halter av icke-ftalatiska mjukgörare och ersättningsftalater i damm. För DiNP-halten i damm och förekomst av skumgummimadrasser samt PVC-golv var sambandet statistiskt signifikant. Generellt var halterna lägre hos Waldorfförskolor där dessa material inte används, och för DiNP var denna skillnad statistiskt signifikant. Däremot konstaterades ingen skillnad mellan Waldorfförskolor och övriga förskolor vad gäller halterna av bisfenol A och S i damm. Dock uppmättes signifikant högre dammhalter av bisfenol A i förskolor byggda efter år 2000.

Barn från förskolor byggda efter 2000 hade högre halter av nedbrytningsprodukter av DiDP och DPHP i urinen, men lägre halter av nedbrytningsprodukter från DnBP [1].  Man såg inget samband mellan halterna i damm från förskolorna och i barnens urin. Det fanns heller inte något samband mellan förekomst av plastleksaker, PVC-golv etc. i förskolan och halten av olika ämnen i barnens urin. Däremot hade barn som bodde i hem med PVC-golv högre halter av DnBP och BBzP i urinen än övriga barn. Man gjorde även en jämförelse med barns urinprov insamlade mellan 1998 och 2000, och för de flesta ämnena var halterna högre i de äldre proverna, men inte för DiNP. Det faktum att man såg en koppling till byggnadsår och att ftalater även uppmättes i Waldorfförskolorna, om än i lägre halter, tolkar man som att åtminstone en del av ftalaterna i dammet har sitt ursprung i byggnadsmaterial. Sambandet mellan förekomsten av leksaker, skumgummimadrasser och liknande och halterna i damm tyder dock på att en del av ftalaterna även har sitt ursprung i denna typ av material. Det faktum att forskarna inte kunde se något samband mellan halterna i damm och urin tolkade de som att andra källor än damm i förskolemiljön är viktigare för barns totala exponering för dessa ämnen. Vidare konstaterade forskarna att även om förekomsten av olika typer av material i förskolan har inverkan på dammhalten av olika ämnen i förskolemiljön, behöver den inte ha en signifikant påverkan på barns totala exponering när alla källor, i såväl hemmet som förskolan, vägs samman.

Forskarna beräknade även det dagliga intaget via förtäring av damm. Det motsvarade 27 % av det totala dagliga intaget för DnBP, 19 % för DEHP, 5 % för BBzP och 2 % för DiNP samt 6 % för bisfenol A. För alla ämnen för vilka det finns ett hälsobaserat riktvärde gjordes även jämförelse med det dagliga intaget. För alla ämnen låg såväl medelvärdet som den 95:e percentilen – alltså det mätvärde som 95 % av mätvärdena i gruppen understeg – under de hälsobaserade riktvärdena. Baserat på de allra högsta mätvärdena i damm, det vill säga mätvärden från två enskilda prover, överskreds dock referensvärdena för DnBP och DiNP. 

Sammanfattningsvis kan vi konstatera att barn generellt sett är känsligare för olika typer av miljöexponeringar, inklusive hormonstörande ämnen. Vi kan även konstatera att när det gäller vissa substanser, som bisfenol A och vissa ftalater, verkar barn generellt ha en högre exponering än vuxna. Eftersom många studier inte inkluderar jämförelser med hälsobaserade riktvärden är det dock svårt att sätta in denna information i ett riskperspektiv. Det går alltså inte att uttala sig om huruvida exponeringen kan kopplas till en faktisk risk för negativ hälsopåverkan. I den studie som Larsson et al. gjorde i svenska förskolor och där en sådan jämförelse gjordes, understeg den beräknade exponeringen alla hälsobaserade riktvärden för 95 % av mätvärdena, vilket kan tolkas som att hälsoskadlig exponering inte förekommer via damm från förskolemiljön. Det är dock viktigt att beakta att exponering även sker via andra vägar och att den samlade exponeringen i sin helhet ej bör överskrida det hälsobaserade riktvärdet.

Studierna tyder även på att andra källor, som livsmedel eller exponering i hemmet, står för den största delen av barns exponering för dessa ämnen medan förskolemiljön har en mindre påverkan. Det går dock att se att utfasning av substanser, till exempel i byggnadsmaterial, återspeglas i form av lägre uppmätta halter för damm och urin.

Referenser

1. Larsson, K. et al., Phthalates, non-phthalate plasticizers and bisphenols in Swedish preschool dust in relation to children’s exposure. Environ Int, 2017. 102: p. 114–124.

2. Kelley, K.E. et al., Identification of phthalates in medications and dietary supplement formulations in the United States and Canada. Environ Health Perspect, 2012. 120(3): p. 379–84.

3. Kar, S. et al., Endocrine-disrupting activity of per- and polyfluoroalkyl substances: Exploring combined approaches of ligand and structure based modeling. Chemosphere, 2017. 184: p. 514–523.

4. Choi, J. et al., Identification of exposure to environmental chemicals in children and older adults using human biomonitoring data sorted by age: Results from a literature review. Int J Hyg Environ Health, 2017. 220(2 Pt A): p. 282–298.

5. Angerer, J., U. Ewers & M. Wilhelm, Human biomonitoring: state of the art. Int J Hyg Environ Health, 2007. 210(3–4): p. 201–28.

6. Lioy, P.J. et al., Assessment of phthalates/phthalate alternatives in children’s toys and childcare articles: Review of the report including conclusions and recommendation of the Chronic Hazard Advisory Panel of the Consumer Product Safety Commission. J Expo Sci Environ Epidemiol, 2015. 25(4): p. 343–53.