Bromerade flamskyddsmedel (BF) är ett samlingsnamn för ett flertal grupper av brominnehållande organiska ämnen som samtliga används i brandhämmande syfte. Många av dessa grupper har likartade kemiska och fysikaliska egenskaper. Det finns för närvarande ett 70-tal olika ämnen/ämnesgrupper som kan klassificeras som BF. Några av de viktigare grupperna är PBB (polybromerade bifenyler), PBDE (polybromerade difenyletrar), HBCD (hexabromcyklododekan) och TBBPA (tetrabrombisfenol A).
Förekomst
Bromerade flamskyddsmedel används i olika material för att förhindra antändning eller minska brandspridning. BF finns således i kretskort, höljen till elektronisk apparatur, kablar, textilier och i diverse plastmaterial. Pga den industriella användningen har BF nått den omgivande miljön via avlopp och rökgaser, men kanske till störst del genom att vara beståndsdel i de varor som brandskyddats och som läcker BF under dess livstid eller efter skrotning/destruktion.
På grund av läckage till miljön återfinns ett flertal BF som förorening i vatten, sediment och även i (främst vattenlevande) djur. En konsekvens av detta är att vissa BF kan påvisas i animaliska livsmedel, och speciellt fisk kan uppvisa förhöjda halter. Då BF lagras upp i fettet innehåller fet fisk såsom lax, strömming, sill och öring oftast högre BF-halter än mager fisk.
Intag
Enligt intagsberäkningar grundade på en matkorgsstudie från 2005 är det svenska medelintaget av PBDE (summan av 9 PBDE-kongener) via maten ca 50 ng/dag (0,7 ng/kg kroppsvikt/dag), och av HBCD ca 10 ng/dag (0.1 ng/kg kroppsvikt/dag). Vid beräkningarna har endast animaliska livsmedel samt vegetabiliska oljor inkluderats. BF har identifierats i svensk bröstmjölk (PBDE, HBCD) och det kroppsviktrelaterade intaget av BF hos ammande barn överskrider intaget senare i livet. I relation till de PBDE-halter som uppmätts i humanprover i Norden ligger de amerikanska halterna avsevärt mycket högre i bröstmjölk och serum hos vissa individer.
Exponeringen för BF via andra vägar än livsmedel vet vi litet om, men teoretiskt sett skulle den kunna vara betydande. Undersökningar har visat att människor som arbetar mycket med datorer, t ex som demonterare, kan ha klart förhöjda halter av PBDE i blodet. Även de som exponeras från andra potentiella källor, som nya bilar och möbeltyger, skulle teoretiskt kunna råka ut för högre BF-halter än den normalexponerade. En ytterligare möjlig exponeringsväg är damm, och enligt vissa beräkningar skulle PBDE i inomhusdamm i hemmet kunna vara en viktig exponeringskälla, speciellt för barn.
Gränsvärden
I dagsläget finns inga gränsvärden för något (eller någon grupp av) BF, varken nationella eller gemensamma inom EU. EU har dock börjat intressera sig för frågan.
Idag pågår ingen kommersiell produktion av PBB. Till följd av diskussionen om hälsoeffekter av BF har användningen av PBDEer ur grupperna pentaBDE och oktaBDE förbjudits inom EU. Även för gruppen dekaBDE diskuteras restriktioner. Sverige producerar inga bromerade flamskyddsmedel.
Riskbedömning
Flertalet BF ackumuleras i fettväv och stannar kvar lång tid i kroppen. Skadliga effekter av vissa BF har observerats i djurförsök, och mest data finns tillgängliga för PBB och PBDE. För PBB har ett TDI på 0,15 µg/kg kroppsvikt beräknats (beräknat på cancereffekter i djurstudier), medan något allmänt vedertaget TDI för PBDE ännu inte har presenterats. Det kroppsviktsrelaterade PBDE-intaget tycks dock, åtminstone i de nordiska länderna, ligga på en nivå som är betydligt under det som leder till effekter i djurförsök (beteendestörningar, hormonförändringar, störd organutveckling). I USA har dock betydligt högre PBDE-halter hittats i humana prover, vilket leder att säkerhetsmarginalen torde blir avsevärt mindre. Skillnader mellan försöksdjur och människa bl a i förmåga att utsöndra dessa ämnen minskar också denna marginal.
För övriga BF finns ett begränsat dataunderlag vad gäller biologiska effekter. I en studie av HBCD på möss har dock beteendeeffekter observerats vid dosnivåer liknande de som gav effekt av PBDE i samma experimentella modell.
Känsliga grupper
Några känsliga grupper finns inte definierade hos människa. Strukturlikheter av flera BF med PCB samt av PBDE-effekter i djurförsök kan antyda en speciell känslighet under foster- och spädbarnsperioden.
I djurförsök har PBDE visat sig har effekter bl a på beteende, på nivåer av sköldkörtel- och andra hormoner, samt på utveckling av ovarierna. Dessa effekter kan indikera att hjärnans och reproduktionsorganens utveckling kan vara ett målorgan för PBDE, och att unga, ej färdigutvecklade individer därför kan vara extra känsliga för effekter av PBDE.
Rekommendationer
Det finns exempel på kraftigt förhöjda halter av BF i fisk från vatten nära förmodade lokala utsläppskällor. De gällande rekommendationerna om begränsad konsumtion av bl.a. fet fisk från Östersjön har även effekter för BF och förhindrar ett högt intag via fet fisk. Enligt beräkningar står fisk för 55-60% av det totala PBDE-intaget via födan. Rekommendationerna om fet östersjöfisk hittar du under rubriken "Läs mer" till höger.
Bröstmjölksundersökningar
I undersökningar av svensk bröstmjölk från Stockholm (lagrad i provbank) såg forskare vid Karolinska Institutet en kraftig ökning av PBDE-halterna från 1972 till 1997, medan andra miljögifter visade på sjunkande tidstrender (Norén & Meironyté, 2000). I prover från 1998 och senare sågs dock ingen tydlig ökning av PBDE-halterna. Livsmedelsverket har genomfört egna undersökningar av PBDE i bröstmjölk från 1996 och framåt (Lind et al. 2003, Lignell et al. 2009). Resultaten från dessa visar att vissa PBDE-kongener (t.ex. BDE-47) har minskat i bröstmjölk från 1996 och framåt, medan andra (BDE-153) fortfarande uppvisar stigande halter. Livsmedelsverket kommer att fortsätta provtagningen av bröstmjölk för analys av bl a PBDE och andra organiska miljögifter. Mer information om Livsmedelsverkets undersökningar av bröstmjölk finns att läsa under rubriken "Läs mer" till höger.
Referenser
Review-artiklar
- Darnerud PO, Eriksen GS, Johannesson T, Larsen PB, Viluksela M (2001) Polybrominated diphenyl ethers: Occurrence, dietary exposure, and toxicology. Environ. Health Perspect. 109, suppl. 1., 49-68.
- Darnerud PO (2003) Toxic effects of brominated flame retardants in man and in wildlife. Environ. Int. 29, 841-853. (se även andra artiklar i vol. 29, nr.6 - temanummer om bromerade flamskyddsmedel)
- De Wit CA (2002) An overview of brominated flame retardants in the environment. Chemosphere 46, 583-624.
Övriga referenser
- Norén K, Meironyté D (2000) Certain organochlorine and organobromine contminants in Swedish human milk in perspective of past 20-30 years. Chemosphere 40, 1111-1123.
- Lind Y, Darnerud PO, Atuma S, Aune M, Becker W, Bjerselius R, Cnattingius S, Glynn A (2003) Polybrominated diphenyl ethers in breast milk from Uppsala County, Sweden. Environ. Res. 93, 186-194.
- Lignell S, Aune M, Darnerud PO, Cnattingius S, Glynn A (2009) Persistent organochlorine and organobromine compounds in mother's milk from Sweden 1996-2006: Compound-specific temporal trends. Environ. Res. 109, 760-67.