- en gruppe af bromerede flammehæmmere En risiko for miljø og ...

PBDE
- en gruppe af bromerede flammehæmmere
En risiko for miljø og sundhed

AFD. FOR MILJØSTUDIER
AARHUS UNIVERSITET
Finlandsgade 12-14
8200 Århus N
environmentalstudies@au.dk
www.environmentalstudies.au.dk
CENTRE FOR
ENVIRONMENTAL STUDIES
UNIVERSITY OF AARHUS
FINLANDSGADE 12-14
DK-8200 AARHUS N
DENMARK
Phone: +45 8942 4424
Fax: +45 8942 4426
Eksamensopgave - Tværfaglige Miljøstudier
Kursusperiode: Efterår 2002
Forfatternavne, årskort nr. og faglig baggrund:
1. Navn: Jonas Mikkelsen
Årskort nr.: 1997 3073
Faglig baggrund:
Informationsvidenskab
2. Navn: Marie Pedersen
Årskort nr.: 2002 4066
Faglig baggrund:
Biologi
3. Navn: Aino Hvam
Årskort nr.: 1998 1002
Faglig baggrund:
Biologi
4. Navn: Jane Godiksen
Årskort nr.: 1999 2897
Faglig baggrund:
Biologi
Opgavens Titel: PBDE – en gruppe af bromerede flammehæmmere
En risiko for sundhed og miljø
Vejleder: Jens Carl Hansen, Lektor, dr.med., Institut for Miljø- og Arbejdsmedicin, Aarhus
Universitet.
Udgiver: Afdeling for Miljøstudier, januar 2003
Tryk: Reprocenteret, Det Naturvidenskabelige Fakultet, Aarhus Universitet
Antal: 50
ISBN: 87-7785-141-2

PBDE
- en gruppe af bromerede flammehæmmere
En risiko for miljø og sundhed

Forord
Dette projekt er skrevet som den afsluttende del af kurset Tværfaglige
Miljøstudier ved Aarhus Universitet, efteråret 2002.
Vi har valgt at lave en risikovurdering af PBDE – en gruppe af bromerede
flammehæmmere. Vi belyser de miljø- og sundhedsmæssige risici der opstår ved
anvendelse af PBDE.
Vi er tre biologer og en informationsvidenskabsmand. Aino Hvam, Jane
Godiksen, Marie Pedersen og Jonas Mikkelsen.

Indholdfortegnelse
1. Problemformulering .............................................................................................................................................. 7
1.1. Emneafgrænsning........................................................................................................................................... 7
1.2. Introduktion til bromerede flammehæmmere................................................................................................ 8
2. Risikovurdering som analyseramme................................................................................................................... 16
3. Risikoidentitet...................................................................................................................................................... 18
3.1. Kemiske og fysiske egenskaber ................................................................................................................... 19
3.2. Observationer i det abiotiske miljø.............................................................................................................. 23
3.2.1 Sediment ................................................................................................................................................. 23
3.2.1 Spildevandsslam..................................................................................................................................... 25
3.2.3. Luft ........................................................................................................................................................ 26
3.3. Observationer i det biotiske miljø................................................................................................................ 27
3.3.1. Muslinger............................................................................................................................................... 27
3.3.2. Fisk ........................................................................................................................................................ 28
3.3.3. Marine pattedyr ..................................................................................................................................... 33
3.3.4. Fugle ...................................................................................................................................................... 37
3.3.5. Terrestriske dyr....................................................................................................................................... 38
3.4. Observationer i mennesker........................................................................................................................... 39
3.5. Toksicitetskarakterisering ............................................................................................................................ 43
3.5.1. Optagelse og absorption........................................................................................................................ 43
3.5.2. Fordeling................................................................................................................................................ 45
3.5.3. Kritiske organer..................................................................................................................................... 45
3.5.4. Bioakkumulering og tilbageholdelse .................................................................................................... 46
3.5.5. Eliminering............................................................................................................................................ 48
3.5.6. Metabolisme .......................................................................................................................................... 49
3.5.7. Enzyminduktion .................................................................................................................................... 50
3.6. Toksiske effekter ........................................................................................................................................... 51
3.6.1. Lever- og nyreskader............................................................................................................................. 51
3.6.2. Hormonforstyrrelser.............................................................................................................................. 52
3.6.3. Reproduktionsskader............................................................................................................................. 55
3.6.4. Kræft...................................................................................................................................................... 56
3.6.5. Skader på arveanlægget......................................................................................................................... 57
3.6.6. Skader på nervesystemet....................................................................................................................... 57
3.6.7. Skader på immunforsvaret .................................................................................................................... 58
3.6.8. Irritabilitet og sensibilitet ...................................................................................................................... 58
4. Eksponeringsopgørelse........................................................................................................................................ 59
4.1. Sårbare grupper ............................................................................................................................................ 59
4.2. Transport- og eksponeringsveje................................................................................................................... 62
4.3. Forbrænding ................................................................................................................................................. 65
4.4. Nedbrydning................................................................................................................................................. 67
5. Risikoanalyse....................................................................................................................................................... 69
6. Risikohåndtering.................................................................................................................................................. 77
6.1. Forsigtighedsprincip..................................................................................................................................... 77
6.2. Alternativer................................................................................................................................................... 78
6.3. Interessefelt................................................................................................................................................... 86
6.3.1. WHO....................................................................................................................................................... 87
6.3.2. OECD ..................................................................................................................................................... 89
6.3.3 EU........................................................................................................................................................... 90
6.3.4. Nordisk Råd............................................................................................................................................ 92
6.3.5. Miljøstyrelsen......................................................................................................................................... 93
6.3.6. NGO’ere ................................................................................................................................................. 94
6.3.7. EFRA...................................................................................................................................................... 97
6.3.8. Producenter............................................................................................................................................. 98
6.3.9. Forskere ................................................................................................................................................ 100
6.4. Opsamling af risikohåndtering................................................................................................................... 100
7. Konklusion......................................................................................................................................................... 103

8. Referenceliste ..................................................................................................................................................... 105
9. Appendiks.......................................................................................................................................................... 113
9.1. Appendiks 1 - Systematisk navngivning af PBDE’ere............................................................................... 113
9.2 Appendiks 2 - Fysiske og kemiske data...................................................................................................... 116
9.3. Appendiks 3 - Interview med producenter ................................................................................................. 117

1. Problemformulering
Flammehæmmerne polybromerede difenylethere (PBDE) er emnet for vores
projekt.
I projektet vurderer vi, om PBDE’ere udgør en risiko for miljø og sundhed. Det
gør vi ud fra en generel risikovurderingsmodel, der består af fire dele. Først en
risikoidentitet, hvori en potentiel risiko ved stofgruppen identificeres. Det gør vi
gennem indsamling af data. I anden del redegør vi for graden og omfanget af
eksponeringen. I tredje del analyseres den identificerede risiko, i forhold til
eksponeringen. I fjerde og sidste del behandler vi håndteringen af risikoen.
Vores formodning er, at anvendelsen af PBDE’ere er problematisk for miljø og
sundhed.
1.1. Emneafgrænsning
Vi har afgrænset vores projekt om bromerede flammehæmmere ved at fokusere
på PBDE. Det har vi gjort, idet PBDE stadig anvendes i store mængder verden
over, og tilstedeværelsen i miljøet vil være svær at undgå. PBDE indgår i en stor
pulje af allerede eksisterende produkter og forventes udledt til miljøet langt ud i
fremtiden. Adskillige målinger i det abiotiske og biotiske miljø viser, at
koncentrationen af PBDE steg i perioden fra 1970’erne til 1990’erne.
PBDE er, som så mange andre kemikalier, langt fra fuldstændigt undersøgt. Den
begrænsede mængde af tilgængelige litteratur har yderligere været med til at
indsnævre projektet. Der er ligeledes begrænset data på PBDE’s tilstedeværelse
og koncentration i diverse produkter og i miljøet. Der mangler yderligere viden
7

om transformationsprodukter, egenskaber og toksiske effekter. På grund af den
begrænsede datamængde er toksicitetskarakteriseringen opbygget på et spinkelt
grundlag. Som følge af dette spinkle grundlag er et ellers relevant afsnit om
dosis-respons sammenhænge udeladt. Der hvor vi har haft muligheden, er dosisrespons
sammenhængene integreret i teksten.
I forhold til andre flammehæmmere, såsom TBBPA (tetrabromobisfenol A), er
mængden af litteratur tilstrækkelig for vores projekt. Desuden har vi fundet
PBDE mere aktuel på grund af den igangværende vurdering.
1.2. Introduktion til bromerede flammehæmmere
Flammehæmmere anvendes i vid udstrækning i kommercielle produkter for at
beskytte dem mod at bryde i brand. Blandt andet indeholder en række plastikmaterialer,
tekstiler og næsten alle elektroniske produkter flammehæmmere.
Flammehæmmere er opdelt i fire hovedgrupper: de uorganiske (50%), de
nitrogen-baserede (

Bromerede flammehæmmere er blevet meget brugt, da brom har en stærk
inhiberende effekt på ild i organiske materialer. Samtidig gør de organiske ringstrukturer,
at de er temmelig stabile i forhold til mange andre flammehæmmere.
De bromerede flammehæmmere inddeles i tre klasser: De alifatiske, de cykloalifatiske
og de aromatiske. De aromatiske tæller blandt andet polybromerede
difenylethere (PBDE’ere), TBBPA og polybromerede bisfenyler (PBB’ere)
(Lassen et al., 1999). PBDE’ere og PBB’ere er de mest effektive og stabile
flammehæmmere, og af den grund har de været de mest anvendte.
Flammehæmmere indgår i produkter i enten additive eller reaktive forbindelser.
I de reaktive forbindelser er de bromerede flammehæmmere kemisk bundet i
materialets polymerstruktur. Reaktive forbindelser ses ofte i varmeisolerende
materialer. En af de mest brugte reaktive bromerede flammehæmmere er
TBBPA (Lassen et al., 1999). De additive forbindelser er blandet i materialet og
indgår ikke i den kemiske struktur. Denne tilsætningsform har den ulempe, at
flammehæmmeren lettere fordamper fra materialet, når temperaturen stiger
under brug. Derfor har de additive forbindelser en meget større tendens til at
spredes til miljøet end reaktive forbindelser. Spredningen af de fordampede
stoffer sker i atmosfæren, og de falder ned igen sammen med regn og
støvpartikler. På grund af fordampningen, er det nødvendigt at benytte stabile
stoffer med en høj molekylevægt, såsom PBB’ere og PBDE’ere. PBDE har
været en af de mest benyttede additive flammehæmmere (Lassen et al., 1999).
Selvom de reaktive er at foretrække for miljøet frem for de additive, udgjorde de
additive i 1997 56% af forbruget i Danmark (Miljøstyrelsen, 2001). En af
grundende til, at man ikke kan tilføre reaktive flammehæmmere til alle
materialer er, at de ændrer materialets egenskaber.
9

Teoretisk findes der 209 mulige bromerede difenylethere, som inddeles efter
deres bromeringsgrad (mono-, di-, tri-, tetra-, penta-, hexa-, hepta-, octa-, nonaog
decaBDE). Se appendiks 1 for systematisk navngivning. De mest brugte
kommercielle PBDE’ere er penta-, octa- og decabromodifenylether og de er
blandingsprodukter af forskellige PBDE’ere (Lassen et al., 1999). Se tabel 1.
Tabel 1
Sammensætning af de mest anvendte kommercielle PBDE’ere
De kommercielle PBDE’ere er ikke rene stoffer, men er blandingsprodukter af forskellige
PBDE’ere. Produktionen af tetraBDE er ophørt.
Gruppe TetraBDE
(%)
PentaBDE
(%)
OctaBDE
(%)
DecaBDE
(%)
Ukendt 6-7 - - -
TriBDE - 0-1 - -
TetraBDE 41-41,7 24-38 - -
PentaBDE 44,4-45 50-62 - -
HexaBDE 5-7 4-8 10-12 -
HeptaBDE - - 43-44 -
OctaBDE - - 31-35 -
NonaBDE - - 9-11 0,3-3
DecaBDE - - 0-1,1 97-98
(Darnerud et al., 2001)
Da bromerede flammehæmmere findes i næsten alle de produkter, der indeholder
elektronik, og også i en meget stor del af de øvrige elektriske produkter,
vil de oftest være at finde i hjemmet, hvor der derfor vil finde fordampning sted
(Lassen et al., 1999). De elektriske apparater indeholder dele, som når op på
høje temperaturer, eksempelvis i plastikisoleringsdele, kabler, stikkontakter,
relædele og computerskærme. Reglerne herhjemme siger, at plastik placeret
mindre end 30 mm fra et varmelegeme skal kunne klare 650˚C (Lassen et al.,
1999).
10

I en arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen undersøgte man, hvor stor en procentdel af
forskellige husholdningsapparater, der indeholdte brom. De fleste plastdele nær
varmelegemer havde et indhold af brom på en vægtprocent mindre en 0,01%,
men nogle dele havde op til 9,6%. Apparater med det højeste bromindhold var
varmeblæsere, kaffemaskiner, foodprocessorer, frituregryder og brødristere. Det
skal siges, at det det kun var enkelte af mærkerne, der havde et højt
bromindhold. De mest benyttede PBDE’ere i husholdningsapparaterne var
hovedsageligt octaBDE og decaBDE (Nielsen og Christensen, 2001). Yderligere
indgår oftest pentaBDE og decaBDE i tekstiler som sikkerhedstøj, tæpper,
gardiner, møbler, telte og glasfiberprodukter (Lassen et al., 1999; Miljøstyrelsen,
2001). Det kan være meget svært at undgå bromerede flammehæmmere i disse
produkter, da langt størstedelen importeres fra udlandet. I Danmark producerer
vi ikke bromerede flammehæmmere, men vi importerer gerne kemikalier,
plastråvarer og plasthalvfabrikater, der indeholder bromerede flammehæmmere
og bruger dem i industrien (Lassen et al., 1999).
Importen af plastvarer, som indeholder brom er meget svær at kontrollere, da
produkter med og uden brom registreres under et i Danmark. Importopgørelser
fra 1997 af bromerede flammehæmmere til produktion af plastikvarer viste, at
kun 0,09% af den danske import var PBDE’ere, mens 24% var TBBPA’ere og
afledte produkter deraf og 63% bromerede polyetherpolyoler. Størstedelen af de
PBDE-holdige produkter vi producerer i Danmark eksporteres til udlandet
(Lassen et al., 1999).
Det er sjældent, der er bromerede flammehæmmere i maling, men det ses dog i
maling brugt i industrien og til både. Transportmidler er også et område med
stor brug af bromerede flammehæmmere. I biler findes det både i motordelene,
sæderne, plastikdele og mange andre steder. Se tabel 2.
11

Tabel 2
Forbrug af bromerede flammehæmmere med færdigvarer i Danmark, 1997.
TBBPA har på flere områder overtaget PBDE’s funktion som flammehæmmer, men ikke på
områder som installationer og transport.
Produktgruppe
Forbrug af Forbrug af enkelte forbindelser (tons)
bromerede
flammehæmmere
Tons % PBDE TBBPA PBB HBDC Andre
Bestykkede printkort 100-180 29 0,3-5,2 100-180 - - 0-2
Kabinetter 80-130 21 3-10 56-89 - - 25-49
Andre dele af
elektriske apparater og
maskiner 20-50 7 5-14 3-8 0-2 - 16-43
Belysningsartikler 4-14 2 1-7 4-11 - - 1-9
Installationer og
industriel automatik 30-80 11 7-29 4-15 1-5 2-4 21-49
Tekstiler, gulvtæpper
og møbler 2-11 1,3 0-5 - - 2-9 0-5,0
Byggematerialer 50-100 15 1-5 0-2 - 13-36 41-66
Maling og fugemiddel 0,6-1,7 0,2 0,1-0,5 - - - 0,5-1,2
Transportmidler 30-90 12 13-46 14-52 - 9,4-30 19-71
Andre anvendelser 0-3 0,3 0-2 0-2 - 0-1 0-2
I alt (afrundet) 320-660 99 30-120 180-360 1-7 26-80 120-300
(Lassen et al., 1997)
Der er ikke fundet mange bromerede flammehæmmere i spildevand og ved
affaldsforbrænding, hvilket peger på, at udslip stammer fra fordampning. Det
kan dog være svært at drage direkte paralleller ud fra disse resultater, da der ikke
er lavet mange undersøgelser indenfor dette i Danmark. Derfor er de resultater
vi kigger på hovedsageligt fra Tyskland og Sverige. Hvis prøverne var taget i
eksempelvis Storbritannien, ville resultaterne sikkert have set anderledes ud, da
de stadig bruger bromerede flammehæmmere i tekstiler. Det betyder, at der
kommer en stor del ud i miljøet, når tøjet vaskes (Miljøstyrelsen, 2001).
PBDE’ere og PBB’ere kan under visse forbrændingsforhold, virke som
udgangsmateriale for furaner og dioxiner. Da furaner og dioxiner er meget
12

giftigere end PBDE’ere og PBB’ere, er det vigtigt at forbrændingen sker meget
kontrolleret, så stofferne ikke frigives til miljøet. Normalt vil PBDE’ere og
PBB’ere blive helt destrueret under forbrændingen, og kun lidt ender i restprodukterne
(Lassen et al., 1999). Bromerede flammehæmmere kan indeholde
små mængder urenheder som dioxiner, der kan frigives til miljøet ved forbrænding
(Miljøstyrelsen, 2001).
Siden 1981, hvor man begyndte at undersøge forekomsten af PBDE’ere i
fødekæderne, er der observeret kommercielle PBDE’ere i fisk og mange andre
marine organismer. Der er ikke observeret PBDE’ere naturligt i miljøet, selvom
flere forskellige naturligt forekommende hydroxylerede PBDE’ere er set i de
marine svampe Dysidea sp. og metylerede PBDE’ere er fundet i algen
Cladophora fascicularis (Meironyté et al., 1999; Darnerud et al., 2001). Dette
betyder, at al den PBDE man finder i marine organismer stammer fra menneskeskabt
forurening.
En stor del af Danmarks import af bromerede flammehæmmere kommer fra
Tyskland. Da de i 1997 lavede en frivillig aftale om at erstatte PBDE’ere og
PBB’ere med mindre risikofyldte bromerede flammehæmmere, kom det også til
at påvirke brugen i Danmark. I 1997 var Danmarks import af PBDE’ere derfor
kun 2% af den samlede import af bromerede flammehæmmere. Man er, som
tidligere nævnt, gået mere over til TBBPA, men det er ikke nær så effektivt som
decaBDE, så derfor skal der bruges mere, for at imødekomme de krav der er til
brandsikkerheden. TBBPA har til gengæld den fordel, i forhold til decaBDE og
octaBDE, at produktionen af plastik, som foregår mellem 150-300˚C, danner
meget færre furaner og dioxiner (Lassen et al., 1999).
13

PBDE’ere er ved at blive udfaset i EU og dermed i Danmark. Udfasningen af
PBDE sker dels på grund af de miljø- og sundhedsmæssige risici. Desuden
forekommer octa- og decaPBDE i en kombination med antimon trioxid.
Antimon er i EU klassificeret som kræftfremkaldende og i Danmark skal disse
stoffer erstattes, hvis det er muligt. De steder, hvor der endnu ikke er fundet
alternativer, forsøger man at gå fra de aromatiske bromerede flammehæmmere
(og deriblandt PBDE) til de alifatiske bromerede flammehæmmere. Blandt andet
benyttes hexabromocyclododecane (HBCD). Men så vidt muligt forsøger man at
erstatte dem med halogenfrie alternativer (Lassen et al., 1999). Det er dog ikke
altid, det er nemt at erstatte de halogenerede stoffer, da alternativerne ofte er
både dyrere og mindre holdbare, det vil sige, at der skal bruges en større
mængde af flammehæmmere i produktet for at få den samme effekt som de
bromerede flammehæmmere kunne give (Miljøstyrelsen, 2001).
Efter svanemærket blev introduceret i Norden, er der blevet skåret meget ned på
brugen af bromerede flammehæmmere. Svanemærket forbyder PBDE’ere og
PBB’ere i plastikdele større end 50 g. Endnu er der ikke restriktioner på andre
bromerede flammehæmmere, og TBBPA bruges stadig mere, hvor der ikke kan
findes andre alternativer for PBDE’ere og PBB’ere. Det ses blandt andet i
laminater til printplader, som vi importerer fra Sverige (Lassen et al., 1999). I
Sverige skal PBB og PBDE være helt afviklet inden 2004 (Miljøstyrelsen,
2001).
I 1990’erne var der forskel på hvilke flammehæmmere der blev brugt til
bestemte laminater til printplader alt efter, hvor i verden man befandt sig. I
Europa blev der hovedsageligt brugt TBBPA, mens der i Asien blev benyttet
pentaBDE. I dag er man i Asien også gået over til hovedsageligt at bruge
TBBPA. Men stadig kan det anslås, at pentaBDE indgår i 30% af laminaterne i
14

elektronikprodukter til den almindelige forbruger (Lassen et al., 1999). Der er
fremlagt et direktivforslag om et totalt forbud mod brugen af pentaBDE i EU i
2003, herunder også importerede varer. Samtidig er der forhandlinger om et
direktiv, der fra 2008 skal forbyde al anvendelse af PBDE og PBB i elektrisk og
elektronisk udstyr (Miljøstyrelsen, 2001).
Brugen af bromerede flammehæmmere i transportmidler er konstant under
diskussion, blandt andet bliver der gjort meget for at udfase dem i toge. Det ses
for eksempel ved, at DSB i Danmark gør en stor indsats for at fjerne så mange
halogenerede flammehæmmere som muligt (Lassen et al., 1999). I europæisk
bilproduktion er ca. 20% af bilerne fremstillet med alternativer til bromerede
flammehæmmere, hvor det er muligt. Med hensyn til anvendelsen af bromerede
flammehæmmere i bilerne er det forbrugerne – med deres valg af bil – der
bestemmer, hvor hurtigt det skal gå med udfasningen. Men det er svært for den
enkelte forbruger, at få et overblik over, i hvilke dele af hvilke biler, der er
benyttet bromerede flammehæmmere. Samtidig bør det heller ikke være
forbrugerens ansvar.
Der er stadig stor national forskel på brugen af de bromerede flammehæmmere,
da der er forskellige påbud og krav til brandsikkerheden. Se tabel 3. I Europa
bruger de fleste lande stadig PBDE’ere. Specielt i Frankrig og Storbritannien
anvendes PBDE’ere i høj grad. I Danmark, Tyskland og Holland er man gået
mere over til at benytte TBBPA. Storbritannien har, modsat Danmark og
Tyskland, stillet krav til, at møbler, madrasser og gardiner skal indeholde
flammehæmmere (Lassen et al., 1999). Selvom vi ikke har regler for det, vil
mange af produkterne dog være fremstillet til et internationale marked, og
overholder således disse krav (Miljøstyrelsen, 2001). Tilsvarende skal der i
15

Tyskland være bromerede flammehæmmere i plastikisoleringsskum. Det kræves
heller ikke i Danmark.
Tabel 3
Estimeret verdensforbrug i tons (1999).
PentaBDE OctaBDE DecaBDE TBBPA HBCD
Amerika 8.290 1.375 24.300 21.600 3.100
Europa 210 450 7.500 13.800 8.900
Asien 0 2.000 23.000 85.900 3.900
Total 8.500 3.825 54.800 121.300 15.900
(de Wit, 2002)
Når det gælder sikkerhedstøj, er der enighed mellem Danmark, Storbritannien
og Tyskland om at benytte bromerede flammehæmmere. I Storbritannien og
USA skal der yderligere være bromerede flammehæmmere i nattøj til børn, og
på grund af vores import derfra, ses disse produkter også på det danske marked
(Lassen et al., 1999).
2. Risikovurdering som analyseramme
Alle er udsat for risici i dagligdagen, og der findes intet liv uden risici
(Grandjean, 1998). Vi definerer risiko som en øget sandsynlighed for fare. Det
moderne samfunds produktion af velstand er en samtidig produktion af risici.
Især de kemiske risici kan være vanskelige at forstå og forklare, idet de stort set
er usynlige, komplekse, globale og langsigtede.
For at kunne prioritere håndteringen af en given risiko, bør man sikre sig en
samlet og bred dokumentation i form af en risikovurdering. Således at hånd-
16

teringen foregår på en bæredygtig måde med hensyn til miljø, sundhed,
økonomi, samfund og teknologi.
De første risikovurderinger kom midt i 1970’erne. Siden er kompleksiteten af
dem øget i takt med den øgede forståelse af risikoen. WHO (World Health
Organization) startede i 1973 Environmental Health Criteria Programme, som
vurderer forureningsstoffer. Senere blev deres arbejde integreret med UNEP
(United Nations Environment Programme) og ILO (International Labour
Organization) i IPCS (International Programme on Chemical Safety). Internationalisering
er en nødvendighed, idet forurening ikke holder sig inden for nationale
grænser. Derfor er det nødvendigt med en gensidig accept af data og
harmonisering af vurderingsmetoder og risikoreduktionstiltag (Grandjean, 1998;
van Esch, 1997).
I 1981 etablerede EU kemikalieregisteret EINECS (European INventory of
Existing Commercial Substances) over de eksisterende markedsførte stoffer. Det
indeholder 100.106 kemikalier, hvoraf 5.000 er klassificeret som skadelige, og
4.000 har industrien klassificeret. Resten, mere end 85%, ved vi lidt eller intet
om. Kun nye stoffer kræves undersøgt. OECD (Organization for Economic Cooperation
and Development) har igangsat en nærmere undersøgelse af de stoffer,
hvor forbruget er minimum 1.000 tons om året (HPVC). Der findes desuden en
OECD/EU harmoniseret elektronisk database, HEDSET (Harmonized
Electronic Data SET) (Grandjean, 1998).
I 1993 vedtog EU at udføre risikovurderinger af de kemikalier, der mistænkes
for at være at skadelige for miljøet og/eller mennesker. Desværre foregår denne
omfattende proces meget langsomt. Forhåbentlig vil den kommende kemikalielovgivning
ændre dette. European Center for Ecotoxicology and Toxicology of
17

Chemicals (ECETOC) under EU og diverse NGO’ere er også vigtige aktører i
risikovurderingen.
Formålet med en generel risikovurdering er at vurdere de miljø- og sundhedsmæssige
risici, der opstår ved produktion, anvendelse og bortskaffelse af et
givent stof. Der fokuseres på en fare, de givne risici identificeres, dosis-respons
sammenhænge undersøges og der laves en opgørelse over eksponeringen.
Herefter analyseres de opnåede data for, om de udgør en reel risiko. Endelig, på
baggrund af risikovurderingen og risikoanalysen, skabes en risikohåndtering.
Den medfører at risikoen enten fjernes, forebygges, formindskes eller på anden
vis kontrolleres eller reguleres.
Da vi ønsker at belyse PBDE fra flere vinkler, faldt det os naturligt, overskueligt,
relevant og logisk at forsøge at følge den generelle risikovurderingsmodel
som en form for analyseramme. Vi har dog tilladt os at simplificere den
kraftigt i håbet om at dække de udvalgte emner ordentligt.
3. Risikoidentitet
I en identifikation af risikoen belyses de forskellige egenskaber ved en
stofgruppe. De kemiske og fysisk egenskaber udgør et fundament for de andre
egenskaber. Det omfang det givne stof er observeret i det abiotiske såvel som
det biotiske miljø er et vigtigt led i den efterfølgende analyse af, om risikoen er
reel. Et tredje nødvendigt led er en karakterisering af toksicitet.
18

3.1. Kemiske og fysiske egenskaber
Polybromeret difenylether, PBDE har molekyleformlen C 12 H (9-0) Br (1-10) O. Det
ses af figur 1, at PBDE er højt bromerede stoffer, idet 50-85 % vægt er brom og
molekylet er organisk, idet det blandt andet indeholder mere end 6 kulstofatomer
(Lassen et al., 1999). Grundstrukturen er to benzenringe (difenyl) med 1-10
bromatomer. De er forbundet via et oxygenatom og er dermed en ether.
Figur 1
Figuren viser ligheder i strukturerne hos skjoldbruskkirtelhormonet T4, pentaBDE-100,
methyleret PBDE, hydroxyleret PBDE og PCB-153 (polykloreret bifenyl) (McDonald, 2002).
Se appendiks 2 – Fysiske og kemiske data, for uddybende information til dette
afsnit. Molekylevægten afhænger af hvor meget brom der har afløst brint. Store
molekyler, som for eksempel octa- og decaBDE, kan ikke optages lige så let
som små, da de ikke kan trænge igennem de små huller i den polære overflade af
cellemembranen. Samspillet mellem høj molekylevægt og biotilgængelighed er
ikke fuldstændigt belyst. Flere steder i litteraturen antages det, at decaBDE ikke
kan optages over organismernes membraner (Allchin et al., 1999).
19

Et stofs fordeling i henholdsvis vand og oktanol angives ved fordelingskoefficent
(log P OW ). Den bruges som indikator for stoffets potentiale for
bioakkumulering, som er ophobning i levende organismer fra alle mulige
eksponeringsveje. Biokoncentrationsfaktoren (BCF) er et mål for koncentrationen
af et givent stof i organismen, eksempelvis fisk, i forhold til koncentrationen
i omgivelserne, eksempelvis vand, ved ligevægt. Den er især høj for
pentaBDE. Det kan være problematisk at sammenligne værdier fundet ved
forskellige test, men også variationer i størrelse, fedtindhold, livsforløb med
mere spiller ind (van Leeuwen og Hermes, 1995).
PBDE har en Log P OW , der er højere end 3. Det betyder, at det er hydrofobt, og
opløses dårligt i vand. Stofferne har stor affinitet til partikler og andet opløst
organisk materiale, og sandsynligvis vil kun en mindre del af stofferne være frit
tilgængeligt i vandfasen. I sediment vil der formegentlig ske en ophobning af
PBDE. Alt dette, sammen med den høje BCF, peger på potentiale for bioakkumulering.
Den store variation i de målte værdier i appendiks 2 kan skyldes, at de
målte stoffer ikke har været helt rene, afvigelser i måleteknik/apparatur eller
andre bias.
Biomagnificering vil sige, at koncentrationen er stigende op gennem fødekæden.
Dog behøver en bioakkumulering ikke at være biomagnificerende (Bjerregaard,
1998). Optaget af PBDE’ere kan være en biomagnificerende bioakkumulering
(Sellström et al., 1993). Det viser prøver fra sediment, ferskvandfisk (uden
punktkilde forurening) og fiskeørn (Pandion haliaetus) hvor koncentrationerne
stiger op gennem fødekæden, samt højere koncentrationer i sæl og tejst
(Cepphus grulle), sammenlignet med sild (Darnerud et al., 1998). Se figur 2 for
tilsvarende resultat fra anden undersøgelse. Nyere undersøgelse af brisling, sild
og laks viser tydelig biomagnificering. Tetra-og pentaBDE biomagnificeres
20

mere end triBDE, og den mindste biomagnificering ses hos hexaBDE. Både
PBB’ere og PBDE’ere er fundet i fiskespisende fugle og sæler, hvilket bekræfter,
at de kan overføres fra bytte til rovdyr. Også her er tetraBDE det stof, der er
mest af (Allchin et al., 1999). Data tyder på en større biomagnificering end set
ved PCB, især med tri- til pentaBDE (Darnerud et al., 2001).
Figur 2
Figuren viser biomagnificering idet koncentrationen af tetraBDE-47 stiger op gennem de
forskellige trofiske niveauer i fra henholdsvis: Østersøsild (muskelvæv), laks (muskelvæv),
ringsæl (spæk), gråsæl (spæk), tejst (æg), Fiskeørn (muskelvæv) (Darnerud et al., 2001).
QSAR (Quantity Structure-Reactivity Relationship) er en empirisk metode til at
udlede et kemikalies reaktion eller biologiske potentiale udfra en række kemiske
stoffer med ensartet struktur (Bunce, 1994). For eksempel kan parametre, som
BCF og P OW estimeres, men med en vis usikkerhed. QSAR-forudsigelser viser,
at bioakkumulering finder sted hos PBDE’ere med 1-6 bromatomer. Det ses
muligvis også med syv bromatomer. Modellerne kan ikke forudsige hastigheder
og konsekvenser af stoffernes eventuelle delvise nedbrydning og fraspaltning af
21

om. Desuden indgår kun rene blandinger i QSAR-beregningerne, i modsætning
til de kommercielle blandingsprodukter (Miljøstyrelsen, 2001). De højt
bromerede PBDE’ers lave biokoncentrationsfaktorer skyldes nok, at de optages i
mindre grad.
Vandopløseligheden, S w , er lav, da en opløselighed mellem 1 mg l -1 og 100 g l -1
regnes for normalt for organisk stof (van Leeuwen og Hermes, 1995). Vandopløseligheden
har stor betydning for transport og fordeling i vandkredsløbet.
PBDE har kogepunkt på mellem 310 og 425° C og dets damptryk er lavt. Derfor
sker fordampning ikke så let. Halogen substitution medvirker til afvigelser i
damptrykket.
PBDE og dens nedbrydningsprodukter har en kemisk struktur, der ligner
hormonet T4 og PCB. Se figur 1. Desuden ligner PBDE DDT (diklorodifenyl
trikloro ethan) og PBB. På grund af denne strukturelle lighed formodes det, at
interaktion mellem dem er mulig. Det er uønskeligt, idet det kan give anledning
til additive og synergistiske biokemiske og toksikologiske effekter, og omfanget
af den toksiske effekt kan ændres.
Data fra appendiks 2 viser yderligere at PBDE er stærkt persistent. PBDE’ere er
ikke bionedbrydelige, men der er mikrobiel nedbrydning af mindre betydning af
mono- og diBDE. Kommercielle PBDE’ere er ret modstandsdygtige for fysisk,
kemisk og biologisk nedbrydning (Darnerud et al., 2001). Til gengæld har det
vist sig, at decaBDE kan nedbrydes fotolytisk til lavere bromerede BDE’ere. Det
indikerer, at der naturligt kan ske en omdannelse af decaBDE til lavere brommerede
BDE’ere, som er mere bioaktive.
22

Det forventes, at PBDE bliver i vandmiljøet over længere tid, da det bindes til
partikler og dermed ophobes i sediment. PBDE fjernes ikke fra vandmiljøet via
fordampning eller bionedbrydning. Som et stabilt stof har det potentiale til vidtstrækkende
spredning i miljøet. PBDE ligner og opfylder kravene for at være
POP-stoffer (Persistent Organic Pollutants).
3.2. Observationer i det abiotiske miljø
Eksponering fra det omgivende miljø er afgørende, når man skal analysere
risikoen. Derfor er det relevant at undersøge tilstedeværelsen af PBDE i det abiotiske
miljø. Målinger i det abiotiske miljø skal sammenholdes med målinger fra
det biotiske miljø, for at kunne udlede, i hvilken grad et stof er bio-tilgængeligt.
3.2.1 Sediment
Da PBDE’ere bindes til partikler, er det relevant at undersøge indholdet i
sediment. En dansk undersøgelse, af PBDE’ere i sediment, viste den største koncentration
fra tæt befolkede områder som for eksempel i havne og søer nær
byområder (Christensen og Platz, 2001). Generelt så man de største koncentrationer
af PBDE’ere i ferskvandssediment i forhold til marint sediment. Niveauet
af tetra- til hexaBDE’ere var 0,06-0,25 ng g -1 dw (dry weight) i marint sediment
(undtagen Københavns Havn), i ferskvandssediment var det 0,07-2,58 ng g -1 dw.
For decaBDE-209 var niveauet også større i ferskvandssediment end i marint
sediment, henholdsvist

hexaBDE’erne (Christensen og Platz, 2001). Christensen og Platz (2001) konkluderer,
at koncentrationer af de fundne PBDE’ere er lavere eller sammenlignelige
med andre studier af indholdet af PBDE’ere i sediment, når studierne
ikke er lavet nær punktforureningskilder.
I det sydvestlige Sverige er der lavet målinger af PBDE-indholdet i sedimentet i
floden Viskan. Der ligger flere tekstilindustrier, som har brugt forskellige
flammehæmmere nær Viskan. Koncentrationerne af BDE-47, -99, -100 og -209
blev målt. Man fandt, at koncentrationerne i sedimentet steg nedstrøms, efterhånden
som flere fabrikker blev passeret. Den samlede koncentration af BDE-
47, -99, -100 gik fra

(Nylund et al., 1992). PBDE-indholdet i sedimentet stiger kraftigere, end PCBindholdet
nogensinde har gjort. Der er en forsinkelse i sedimenteringen af
PBDE’ere, og introduktionen af disse stoffer har derfor ikke fuldt ud påvirket
akkumuleringen i havbunden. Det sker formentlig først mange år efter introduktionen
(Nylund et al. 1992). Det må derfor antages, at vi endnu ikke har set
den fulde effekt af PBDE-akkumuleringen i sediment.
3.2.1 Spildevandsslam
Spildevandsslam er et stort affaldsproblem, idet det meget næringsrige overskudsmateriale
indeholder en bred vifte af miljøfremmede stoffer og tungmetaller.
Slammet afsættes til landbrugsjorden eller bortskaffes ved deponering eller
forbrænding. Herved ændres vandforureningen til luft- og jordforureningen
(Autrup et al,. 2000).
Öberg et al. (2002) har analyseret spildevandsslam fra 22 rensningsanlæg i
Sverige. Niveauet af PBDE’ere lå imellem ikke at kunne spores til 450 ng g -1
ww (wet weight). Middelværdierne for BDE-47, -99, -100 og -209 var 7, 10, 1,7
og 11 ng g -1 ww. Der var stor variation mellem resultaterne, og der var statistisk
signifikant forskel mellem de forskellige rensningsanlæg. Det må derfor antages,
at der er stor påvirkning fra lokale kilder. Generelt havde prøver fra det nordlige
Sverige en lavere koncentration af de analyserede stoffer. Prøverne med det
højeste indhold af decaBDE og TBBPA blev indsamlet i rensningsanlæg, med
muligt bidrag fra henholdsvis tekstil- og elektronikindustri. Fordelingen af tetratil
hexaBDE’ere (BDE-47,-85,-99,-199,-153,-154) i prøverne stemmer godt
overens med fordelingen i det kommercielle produkt Bromkal 70-5DE (Öberg et
al., 2002). De tre stoffer, der er mest af i det industrielle produkt Bromkal 70-
25

5DE er: BDE-47, -99 og -100 (Christensen og Platz, 2001) I en anden svensk
undersøgelse af slam har man fundet, at den samlede koncentration af BDE-47,
-99 og -100 var 20-30 ng g -1 dw (Nylund et al. 1992). Også her svarede fordelingen
af stoffer til fordelingen i Bromkal 70-5DE (de Wit, 2002).
Miljøstyrelsen har fået målt indholdet af bromerede flammehæmmere i slam fra
en række danske renseanlæg. Niveauet i Danmark er på linje med det svenske
(Miljøstyrelsen, 2001). I både Danmark og Sverige vurderes det, at de målte
niveauer af PBDE’ere i slammet ikke udgør en sundheds- og miljømæssige
risiko, når slammet fordeles på landbrugsjorden (Miljøstyrelsen, 2001). Der er
derfor ikke fastsat grænseværdier for stofferne.
3.2.3. Luft
PBDE’ere bindes til partikler i luften, og spredes på denne måde i atmosfæren.
DecaBDE blev identificeret i luft allerede i 1979, det skete nær en fabrik der
producerede bromerede flammehæmmere (refereret af de Wit, 2002). Luftundersøgelser
i landområder fra Sverige og England af de tre PBDE’ere: BDE-
47, -99 og -100 viste koncentrationer på henholdsvis 1-8 pg m -3 og 6-58 pg m -3
(refereret af de Wit, 2002). Arktiske luftprøver taget imellem 1994 og 1995 gav
samlede koncentrationer af di- til hexaBDE’ere på 1-4 pg m -3 . BDE-47 og -99
var de stoffer, der blev fundet i de højeste koncentrationer (refereret af de Wit,
2002). I en undersøgelse fra USA var det også BDE-47 og -99, der var fremherskende.
De højeste koncentrationer blev fundet nær Chicago, og den totale
PBDE koncentration (sum af BDE-47,-99,-100,-153,-154) for alle prøver lå
mellem 6,9-77 pg m -3 (refereret af de Wit, 2002).
26

3.3. Observationer i det biotiske miljø
Som en af grundstenen i risikoidentifikationen indgår observationer i det biotiske
miljø, som udtryk for de undersøgte stoffers biotilgængelighed.
3.3.1. Muslinger
Muslinger er fastsiddende filtratorer, og afspejler på denne måde koncentrationen
af fremmedstoffer i vandet. Desuden er deres biologi kendt, de har en stor
udbredelse og er en indikatororganisme fra et lavere trofisk niveau. Det er derfor
relevant, at undersøge om PBDE’ere findes i muslinger.
Tetra- til hexaBDE’ere er fundet i blåmuslinger (Mytilus edulis) i Danmark.
Summen af BDE-47, -99, -100 og -153 var 0,08 - 0,81 ng g -1 ww. Der blev
fundet mest tetraBDE-47 (0,045-0,490 ng g -1 ww) og omtrent halvt så meget
pentaBDE-99 (0,019-0,250 ng g -1 ww). TetraBDE-47 udgjorde ca. 64% af de
fire PBDE’ere (Christensen og Platz, 2001). I en undersøgelse af blåmuslinger
fra Grønland fandt man, at det samlede indhold af PBDE’ere (BDE-47, -99,-
100,-153) var 0,11 ng g -1 ww (Christensen et al., 2002), altså er den lavere end i
den danske undersøgelse af Christensen og Platz (2001).
En sammenligning mellem hovedkomponenterne i de kommercielle produkter
Bromkal 70-5DE, BDE-47, -99, -100, og deres forekomst i henholdsvis
sediment, blåmusling, sildemuskler og torskelever viste ikke samme fordeling
(Christensen og Platz, 2001). I sedimentet var den relative mængde af
pentaBDE-99 højere og den relative mængde af tetraBDE-47 lavere end i
Bromkal. På højere trofiske niveauer stiger det relative indhold af tetraBDE-47
voldsomt, hvorimod indholdet af pentaBDE-99 falder. Forskellene i den relative
27

mængde af de tre stoffer i forskellige medier må skyldes forskelle i biotilgængelighed,
bioakkumulering eller bionedbrydning. Undersøgelsen viser, at
tetraBDE-47 både bioakkumuleres og biomagnificeres i højere grad end de
andre stoffer. I en lignende undersøgelse med blåmuslinger har man også set at
tetraBDE-47 og -99 bioakkumuleres i højere grad end andre stoffer (Gustafsson
et al., 1999).
3.3.2. Fisk
Fisk er i dag et af de mest undersøgte akvatiske dyr, når det gælder forurening.
Transporten af vand over fiskens gæller pr sekund svarer til omkring 70% af
fiskens kropsvægt. Fiskene kan over gællerne udveksle kemiske forbindelser
direkte med vandet (Bjerregaard, 1998). Derfor er fisk en god indikator for,
hvordan et helhedsbillede af havenes forurening ser ud. Fordelene ved fisk er, at
de er nemme og lovlige at fange modsat hvaler, som kræver særlig tilladelse
eller skal strande af sig selv.
Da Andersson og Blomkvist i 1981 lavede en undersøgelse i floden Viskan, var
det tredje gang, der blev fundet PBDE’ere i fisk. De to tidligere undersøgelser,
der viste koncentrationer af PBDE’ere i det svenske miljø blev, ifølge
Andersson og Blomkvist, foretaget i 1979 og 1980. I 1977 blev der også undersøgt
for forurening i Viskan, men der var ikke noget, der tydede på, at der var
PBDE’ere. Det var ikke ved alle forsøgsstationerne, Andersson og Blomkvist
(1981) fandt PBDE’ere i fiskene, men der hvor de fandt dem, var det hovedsageligt
tetraBDE og pentaBDE, de fandt. Ved at sammenligne resultaterne med
resultaterne fra 1979 og 1980 kunne der ses en tendens til stigning i koncentra-
28

tionerne, men ikke nok til at sige at resultaterne er signifikante (Andersson og
Blomkvist, 1981).
I en senere undersøgelse i Viskan, har man fundet høje PBDE koncentrationer i
de tre undersøgte fiskearter; brasen (Abramis brama), gedde (Esox lucius) og
aborre (Perca fluviatilis). Koncentrationerne var højest i de to rovfiskearter
(gedde 78-1.100 ng g -1 fedt og aborre 380-9.400 ng g -1 fedt) i forhold til brasen
(2,3-2,4 ng g -1 fedt). Brasen blev fanget højere oppe i flodsystemet, så resultaterne
kan også skyldes, at floden er mere forurenet nedstrøms (Sellström et al.,
1993), hvilket et nyere studie peger på (Sellström et al., 1998). Her fandt man, at
koncentrationerne af PBDE’ere i gedder fra tre lokaliteter steg, jo længere man
kom nedstrøms. Gedder fra lokalitet 1 (længst oppe) havde en koncentration på
49-130 ng g -1 , gedder fra lokalitet 2 havde en koncentration på 370-630 ng g -1 og
gedder fra lokalitet 3 (længst nede) havde en koncentration på 400-670 ng g -1
(Sellström et al., 1998).
I USA lavede Dodder et al. (2002) et forsøg, der skulle vise, hvordan forskellige
PBDE’ere opførte sig, når de kommer ud i naturen. Derfor valgte de at sammenligne
PBDE-koncentrationen i en sø (Hadley Lake), der lå tæt ved en kilde til
forurening, og tre søer der lå længere væk (Lake of the Ozarks, Lake Superior
og Lake Ontario). De tre prøver, taget længst fra kilden, viste en typisk baggrundsfordeling
af den samlede mængde PBDE, hvor der var mest af tetraBDE-
47 (55%), mindre af pentaBDE-99 (26%) og mindst af hexaBDE-153 og
hexaBDE-154 (7%). I Hadley Lake sås den modsatte fordeling. HexaBDE-153
og hexaBDE-154 udgjorde 43% af den totale PBDE-koncentration, mens
pentaBDE-99 stod for 25% og tetraBDE-47 kun stod for 20% (Dodder et al.,
2002). Denne fordeling indikerer, at højt bromerede stoffer ikke transporteres så
langt gennem luften som lavt bromerede. Dette skyldes muligvis deres højere
29

vægt. Derfor har de højt bromerede ikke muligheden for at blive transporteret til
de søer, der ligger længere væk. Det bevirker, at der ikke måles særlig høje koncentrationer
af højt bromerede difenyl ethere i fjerntliggende søer. Koncentrationen
af de lavt bromerede stoffer kunne spores i fisk i søerne. Et af de
stoffer, der ikke blev fundet i fiskene var decaBDE-209, som til gengæld var det
mest observerede i sedimentet. Det tyder på, at den høje bromering medfører
lavere biotilgængelighed (Dodder et al., 2002), idet de lavere bromerede
PBDE’ere må være optaget i biota.
Det er ikke altid ligetil at foretage disse sammenligninger af fisk fra forskellige
søer, da der er flere parametre, der skal tages højde for. Blandt andet skal man
tænke på, at søerne ikke altid indeholder de samme dyr, og derfor er fødekæderne
heller ikke altid lige lange. Når man kigger på en bestemt fisk i flere
forskellige søer, skal man altså være sikker på, at de ligger på samme trofiske
niveau, inden man begynder at sammenligne dem (Dodder et al., 2002). Dette
gælder også i det marine miljø, hvor eksempelvis fjeldtorsken (Gadus ogac),
som prederer på andre fisk, har langt højere niveauer af PBDE’ere end havkatten
(Anarhichas minor) og rokken (Raja radiata), som normalt spiser hvirvelløse
dyr (Christensen et al., 2002).
Hvis man skal sammenligne forskellige fisk fra samme habitat, er der også
mange ting, der skal tages højde for. For eksempel kan man ikke bare tage prøverne
fra samme organ på alle fisk og regne med, at man får sammenlignelige
resultater. Det er nemlig forskelligt hvor fiskene ophober fedtet i kroppen.
Silden (Clupea harengus) er det, man kalder en fed fisk, den har sine
fedtdepoter i muskelvævet, mens torsken (Gadus morhua) og hvillingen
(Merlangius merlangus) er magre fisk, der har deres fedtdepoter i leveren (Boon
et al., 2002). Her er det også vigtigt, at man kigger på årstiden hvor prøverne er
30

taget, da det er forskelligt, hvor meget fedt fiskene indeholder på de forskellige
årstider. Om foråret har en sild en meget høj koncentration af PBDE’ere på
grund af den lave fedtholdighed. Om efteråret, når silden har brugt hele sommeren
på at fouragere og har opbygget sine fedtdepoter, vil koncentrationen af
PBDE’ere være faldet (Sellström et al., 1993). Alderen og derved eksponeringstiden
står også i korrelation med fiskens indhold af PBDE’ere (Ohta et al.,
2002).
Også mange andre parametre spiller ind, når man skal sammenligne dyr eller
studere en forurening. Det er vigtigt, at man kender biologien hos det dyr, man
undersøger. Det har stor betydning, om dyret migrerer over lange afstande, eller
om det lever i et forholdsvis afgrænset område, hvis man skal undersøge en
lokal forurening. Hvis man er interesseret i et område og vil se, hvordan forureningen
er, er de fleste fisk dårlige til at belyse dette. De migrerer ofte over større
afstande, og man kan ikke være sikker på, at de har forureningen fra det område,
man er interesseret i at undersøge. I et sådan tilfælde, skal man kigge på hvirvelløse
dyr som søstjerne eller konk, da de ikke bevæger sig over særligt store
afstande (Boon et al., 2002).
Når man tager prøver fra marine fisk, er det meget typisk, at den dominerende
PBDE’er er tetraBDE-47 (Akutsu et al., 2001; She et al., 2002). Årsagen til, at
dette stof er så fremtrædende er, at det er et af hovedkomponenterne i kommercielle
produkter som Bromkal 70-5DE (Akutsu et al., 2001). Ifølge de Wit
(2002) er tetraBDE-47 den mest dominerende PBDE’er i ferskvand (de Wit,
2002), selvom forsøget fra USA viser, at det ikke altid er tilfældet. I Japan er
tetraBDE-47 stadig den mest dominerende i fisk, på trods af national udfasning i
1990. Dette er et tydeligt bevis for omfanget, både geografisk og tidsmæssigt, af
udbredelsen af et sådan POP-stof. Der er ikke rapporteret nogen brug af
31

pentaBDE-99 i Japan, men alligevel kan det også måles i de fisk, de fanger i
indsøen Seto. Specielt gulhalet snapper (Ocyurus chrysurus) havde en meget høj
koncentration af pentaBDE-99 (Akutsu et al., 2001). Eftersom den gulhalede
snapper lever hele sit liv tæt ved koralrevene, og der ikke er noget, der tyder på
en lokal forurening, må den høje koncentration skyldes forurening udefra, biomagnificering
eller også må det være en gammel forurening, der stadig påvirker
miljøet.
I en undersøgelse af indholdet af PBDE i sild fra Sverige så man, at den rumlige
fordelingen langs den svenske kyst minder om fordelingen af PCB og DDT. Den
laveste koncentration fandt man på den svenske vestkyst og den højeste i den
sydlige del af Østersøen. Koncentrationen falder fra den sydlige del af Østersøen,
til den nordlige del, op til den Botniske bugt (Sellström et al., 1993). Også
i andre tilfælde minder PBDE om PCB. Dodder et al. (2002) opdelte forskellige
fisk efter alder og så, at for begge typer stoffer øges koncentrationerne med
alderen (Dodder et al., 2002).
En engelsk undersøgelse viste PBDE-indhold i sediment og fisk (Allchin et al.,
1999). Den højeste koncentration, der blev fundet i fisk var i skrubbelever
(Platichthys flesus) fra Tees Bugten, 1.294 µg kg -1 ww tetraBDE-47. Også ising
(Limanda limanda) havde høje koncentrationer i leveren, 601 µg kg -1 ww.
Skrubbe og ising fra Tees Bugten er således blandt de mest forurenede fisk i
hele verden. I denne undersøgelse så man, at den højeste koncentration fandtes i
fiskenes lever, og koncentrationerne var meget lavere i det spiselige muskelvæv.
Den højeste koncentration man fandt i muskelvæv var 27µg kg -1 ww (Allchin et
al., 1999). Den høje koncentration i disse fisk kan tyde på, at bindingen til
sedimentet ikke er så høj, som vi tidligere har kommenteret. Skrubben lever ved
32

unden, hvor den ikke er særlig aktiv og optager derfor ikke så store mængder
PBDE fra vandet som fisk i de frie vandmasser. Derfor må de få PBDE’erne fra
deres føde, som er hvirvelløse dyr, der lever i og af sedimentet.
3.3.3. Marine pattedyr
Generelt er marine pattedyr vigtige i overvågningen af mange former for
forurening i det marine miljø, da de ofte bliver relativt gamle har de hele deres
liv til at optage stoffer og eventuelt bioakkumulere dem. Af samme grund bliver
de ofte brugt som indikatorer, når et stofs udbredelse og optagelse i organismerne
undersøges (She et al., 2002).
Som tidligere nævnt har dyrets habitat, trofiske niveau, fødegrundlag, adfærd,
alder, køn, morfologi og morfologi stor betydning for bioakkumuleringen af de
fedtopløselige stoffer. De marine pattedyr, som for eksempel sæler, marsvin og
hvaler, har et tykt spæklag, hvor en stor del af stofferne bliver ophobet. Når man
sammenligner koncentrationer i fisk med koncentrationer i pattedyr, er det
vigtigt, at man tager sig visse forbehold. Herunder at fisk har den største optagelse
over gællerne, og at de marine pattedyr ikke har den samme udveksling
med vandet. Langt hovedparten af deres optagelse sker gennem føden (She et
al., 2002).
Flere forsøg har vist, at der det sidste årti har været en markant stigning i
koncentrationerne af forskellige flammehæmmere hos forskellige sæler. She et
al. (2002) lavede i perioden 1989 til 1998 et forsøg med 11 spættede sæler
(Phoca vitulina) fra San Francisco Bugten og brystfedt fra 23 kvinder. I undersøgelsen
ville de se, om der var en sammenhæng mellem koncentrationerne, og
33

hvilke slags PBDE’ere der fandtes i sælerne i forhold til kvinderne. Det viste
sig, at det var de samme typer PBDE’ere, der blev fundet i både sæler og
mennesker (BDE-47, -99, -100 og -153). Dog er der betydelig højere koncentrationer
i sælerne end i menneskene. En af grundene til denne forskel i koncentrationerne
kan være, at eksponeringen gennem føden er højere hos sælerne, der
udelukkende spiser fisk. Yderligere at tilstedeværelsen af de lavere bromerede
flammehæmmere i miljøet er høj, og det kan muligvis skyldes, at de stammer fra
nedbrydningen af de højere bromerede flammehæmmere. Endelig at der er
forskel i metabolismen hos de to grupper (She et al., 2002). Forsøgene viser, at
koncentrationen i sælerne er steget med en faktor 15 i perioden 1989 til 1998.
Dette viser, at koncentrationer i den spættede sæl kan bruges som indikator for
forureningen af bromerede flammehæmmere i dette område (She et al., 2002). I
samme forsøg var der ikke noget, der tydede på sammenhæng mellem PBDEværdier
og alder hos sælerne, ej heller var der noget, der tydede på en sammenhæng
mellem PBDE-værdier og køn.
Det er almindeligt, at der er forskel i koncentrationerne PBDE hos hanner og
hunner. Hunner giver die og overfører derved en del af PBDE’erne til deres
unger (Christensen et al., 2002, Law et al., 2002). Det er derfor normalt, at unge
dyr har en meget høj koncentration af PBDE’ere (Lindström et al., 1999).
Ikonomou et al. (2002) undersøgte fra 1981 til 2000, hvordan 37 forskellige
PBDE’ere var steget i koncentrationerne hos ringsæler (Phoca hispida) fra den
canadiske del af Arktisk. Prøverne blev taget i 1981, 1991, 1996 og 2000 og
viser, at der er en eksponentiel stigning i den gennemsnitlige koncentration af
det totale PBDE-indhold fra 1981 til 2000, hvor koncentrationen fordobledes
hver 4.-5. år. Koncentrationen hos ældre sæler er lig koncentrationen hos
juvenile sæler. Det tyder på, at den nuværende PBDE-akkumulering overstiger
34

den, der har været tidligere. Hvilket stemmer fint overens med, at koncentrationen
i det arktiske miljø er steget betydeligt gennem de sidste år. Efter restriktionerne
i Europa i 1997 skulle man forvente en reduktion af PBDE-niveauet i
ringsælerne, men det skete ikke. Skylden kan hovedsageligt lægges hos USA,
der fortsætter med at bruge stofferne (Ikonomou, et al., 2002)
Det kan nævnes, at man skal være påpasselig med at sammenligne dyr af samme
art, hvis de kommer fra forskellige områder. Det kan ses af følgende eksempel.
Der er målt samlede koncentrationer af PBDE’ere i den spættede sæl i Østersøen
på 90 ng g -1 fedt, i Nordsøen på 10 ng g -1 fedt (de Wit, 1999) og ved den
hollandske kyst på helt op til mellem 605-6.010 ng g -1 fedt (de Boer et al., 1998).
Det peger på, at forurening er størst i nærheden industri og tætbefolkede
områder.
Østersøen regnes ofte for at være udsat for stor forureningsudledning. Prøver
taget fra Østersøen og fra to stationer ved den svenske vestkyst (Kattegat og
Skagerrak) viste, at der var en forskel i koncentrationerne af PBDE’ere hos de
forskellige flokke af sæler (Andersson og Wartanian, 2002). Der var en generel
tendens til højere niveauer af PBDE’ere i Østersøen, end i Kattegat og Skagerrak.
I juvenile sæler fra Skagerrak viste resultaterne niveauer på 0,24 og 0,25 µg
g -1 mens juvenile sæler fra Østersøen havde niveauer på 0,62 og 0,65 µg g -1 .
På den hollandske kyst fandt de Boer et al. (1998) kaskelothvaler (Physeter
macrophalus), hvidnæser (Lagenorhynchus albirostris), vågehvaler
(Balaenoptera acutorostrata) og spættede sæler (Phoca vitulina), som blev
sammenlignet i indhold af PBDE’ere. Se tabel 4.
35

Tabel 4.
PBDE-indhold i marine pattedyr
Art
Fedtindhold
(g kg -1 )
TetraBDE-47
(µg kg -1 ww)
PentaBDE-99
(µg kg -1 ww)
Kaskelothval 1 722 95 26
Kaskelothval 2 234 58 15
Kaskelothval 3 317 61 10
Hvidnæse 990 5.500 1.000
Vågehval 140 88 23
Spættet sæl 1 244 1.200 160
Spættet sæl 2 963 1.200 40
Spættet sæl 3 722 280 140
(de Boer et al., 1998)
De høje koncentrationer i spættede sæler og hvidnæsen, kan betyde, at de
fouragerer i Vadehavet og Nordsøen, hvor der generelt er en højere koncentration
af PBDE’ere end i det åbne hav (de Boer et al., 1998).
Eftersom fødekædeundersøgelserne for PBDE’ere er så nye, er der ikke er taget
prøver på isbjørne, som ligger endnu højere i fødekæden end sæler. Det må forventes,
at når disse undersøgelser bliver foretaget, vil resultaterne vise højere
niveauer af PBDE’ere, end vi ser hos sæler.
36

3.3.4. Fugle
Fugle, som fouragerer på havet, har både en akvatisk og en terrestrisk eksponering,
idet de inhalerer luft og opholder sig både på jorden og i luften. Muskelvæv
fra de fiskespisende lomvie (Uria aalge) og polarlomvie (Uria lomvi) viste,
at fuglene fra Østersøen havde et højere indhold af PBDE’ere (370 ng g -1 ) end
dem fra Nordsøen (80 ng g -1 ) og Grønlandshavet (130 ng g -1 ) (Jansson et al.,
1987). Muskelprøver fra unge svenske stære (Sturnus vulgaris) havde et samlet
indhold af BDE-47,-99 og -100 på 5,7-13 ng g -1 fedt (Sellström et al., 1993),
hvilket er meget mindre end hos fiskespisende fugle. Fordelingen af stofferne i
stærene svarede til fordelingen i Bromkal 70-5DE. Der var intet geografisk
mønster i PBDE-koncentrationen.
Norstrom et al. (2002) lavede forsøg på sølvmågeæg i fire forbundene søer i det
nordlige USA (The Great Lakes). De ville undersøge, om der var sket stigninger
i koncentrationerne af PBDE’ere i området siden 1981, hvor de første prøver
blev taget. De sidste prøver blev taget i 2000, hvor der var en tydelig forskel på
koncentrationerne i æggene ved de forskellige søer. Ved to af søerne sås en forholdsvis
lav værdi (192-340 µg kg -1 ), mens der ved de to andre sås en meget høj
værdi (1.000-1.400 µg kg -1 ). I alle søerne var der en ens fordeling af PBDE’ere,
hvor tetraBDE-47 stod for 43% af den samlede mængde PBDE’ere, og
pentaBDE-99 stod for 26%. Der er en meget tydelig stigning i den totale koncentration
af tetraBDE-47, -99 og -100 i søerne fra 1981, hvor værdien var
næsten umålelig, til 2000, hvor værdierne kom op til over 1.100 µg kg -1 og
havde en fordoblingstid på 2,6 år i Lake Michigan (Norstrom et al., 2002).
Forskellene i koncentrationerne i de forskellige søer kan skyldes, at der ligger
flere og større industrielle områder i de to mest belastede søer.
37

I en amerikansk undersøgelse blev kyllinger analyseret for PBDE’ere. Den
totale mængde af PBDE’ere lå mellem 1,76 og 39,43 ng g -1 . Af de fire kyllinger
der havde den højeste koncentration (>24 ng g -1 ), stammede de tre fra det
samme sted, hvilket tyder på en lokal forureningskilde (Huwe et al., 2002). Kyllingernes
foder blev også undersøgt, men det så ikke ud til at være kilden. Det er
muligt, at en lokal fabrik, der producerer pentaBDE, bidrager til de høje koncentrationer.
Sammensætningen af PBDE’ere i kyllingerne var anderledes end hos
fisk og fiskespisende pattedyr. Hos kyllingerne var det pentaBDE’ere, der var
mest af; hos fisk er tetraBDE’ere de fremherskende. Kyllingerne var mest udsat
for pentaBDE’ere, måske fra PBDE-fabrikken, mens dyr i naturen er udsat for
en blanding af stoffer. Forskellene kan også skyldes andre faktorer, f.eks. forskelle
i absorptionsrater og vævstilbageholdelse mellem forskellige arter (Huwe
et al., 2002).
3.3.5. Terrestriske dyr
Hos terrestriske arter er koncentrationerne af PBDE’ere ofte lavere end hos
akvatiske arter (Sellström et al., 1993; Jansson et al., 1993). Det tyder på, at
forekomsten af PBDE er størst i det akvatiske miljø. Der eksisterer kun få
undersøgelser med terrestriske arter. Der er ikke lavet mange undersøgelser af
PBDE’ere hos frøer, og det er lidt underligt, da de repræsenterer et vigtigt
bindeled mellem ferskvand og terrestrisk miljø. Samtidig er de udsatte for
forurening gennem mange forskellige kilder, da de lever i begge miljøer; æg og
juvenile lever i vandet, mens den voksne frø hovedsageligt lever terrestrisk.
Yderligere er frøers hud semipermeabel, hvilket kan give mulighed for en større
optagelse af forurenede stoffer.
38

Frøer fra syv lokaliteter, fra Syd- til Nordsverige, viste faldende PBDE-koncentration
med stigende breddegrader. En prøve taget i en by var så afvigende, at
den udgår (ter Shure et al., 2002). Derved ser vi samme resultat, som Sellström
(1993) kom frem til, nemlig at PBDE-niveauet var faldende med stigende
breddegrad.
3.4. Observationer i mennesker
Tilstedeværelsen af PBDE er direkte målt i mennesker. I den første rapport fra
1990 blev der fundet PBDE’ere i det fedtholdige væv (Ohta et al., 2002). Senere
er der blevet observeret PBDE i henholdsvis blodserumfedt, blodplasma og i
modermælk. Koncentrationerne i mennesker ligger fra under detektionsgrænsen
til ca. 400 ng g -1 fedt. Se tabel 5.
Tabel 5
Observationer i mennesket
De angivne værdier er fra ikke-målbare til max-værdier.
+ = observeret
= ingen undersøgelser
PBDE
Fedtmåling
ng g -1 fedt
Blodmåling
ng g -1 fedt
Modermælk
ng g -1 fedt
TetraBDE-47 28 23,8 3,4
PentaBDE-99 7,3-400 + 4,9
HexaBDE-153 2,3 0,13
HeptaBDE 2
OctaBDE 8
NonaBDE 1
DecaBDE 0,7 4,8
Total PBDE 422 26 1,9
(de Wit, 2002; McDonald, 2002; Hooper og McDonald, 2000; Meiromyté et al., 1999)
39

Ifølge belgiske undersøgelser ligger den gennemsnitlige koncentration i fedtvævet
på 2,2-11,7 ng g -1 fedt. Tetra og penta er de dominerende PBDE’ere
(refereret af McDonald, 2001). Tilsvarende gav finske og svenske undersøgelser
koncentrationer mellem 0,6 og 98 ng g -1 fedt, hvori tetraBDE-47 udgjorde 60-
70%. Der er meget stor individuel variation, således havde en enkelt person en
koncentration på 100 ng g -1 fedt i fedtvævet, og det påvirker gennemsnittet.
Amerikanske prøver viser højere koncentrationer mellem 17 og 462 ng g -1 fedt
(McDonald, 2002). De nationale variationer er imidlertid i en rimelig størrelsesorden,
så PBDE-forureningen antages at være et globalt fænomen (Covaci et al,
2001). Variationen skyldes forskellig eksponering via kosten, anvendelse af
diverse PBDE-holdige produkter, beskæftigelse, alder og livsstil.
Stigende mængde PBDE er fundet i blodets plasma i visse populationer
(McDonald, 2002). Det bekræftes af en norsk undersøgelse. Den konkluderer, at
koncentrationen af PBDE’ere i menneskets blod er syv-dobblet på 22 år, og at
børn gennemsnitlig har 2,5 gange så høje koncentrationer som voksne (Det
Økologiske Råd, 2002a). En tysk retrospektiv undersøgelse viser en væsentlig
mindre stigning i blodets indhold af PBDE’er fra 3,1 ng g -1 fedt i 1981 til 4,7 ng
g -1 fedt i 1999 (refereret af de Wit, 2002). Den gennemsnitlige koncentration i en
svensk undersøgelse af blodet hos 40 individer var 2,1 ng g -1 fedt. Når kun
BDE-47, -99 og -153 måles, ses koncentratior på 0,3-98,2 ng g -1 fedt (Hooper og
McDonald, 2000; de Wit, 2002). Flere undersøgelser viser, at tetraBDE-47 og
pentaBDE-99 udgør 70% af de fundne PBDE’ere i blodets plasma (de Wit,
2002).
Modermælk indeholder hovedsageligt tetraBDE-47 og i mindre mængde penta-
og hexaBDE. En undersøgelse fra Uppsala i Sverige, af PBDE-indholdet i
modermælk, gav et opsigtsvækkende resultat. Se figur 3. Koncentrationen af
40

PBDE var eksponentielt stigende med en fordoblingstid på 5 år. Koncentrationen
i modermælk var 0,72 ng g -1 fedt i 1972. Den var helt oppe på 4 ng g -1
fedt i 1997. Der var også forskel på sammensætningen af PBDE’erne.
Modermælken fra 1972 indeholdte kun tetra- og pentaBDE. Der blev fundet otte
forskellige PBDE’ere i modermælk fra 1996/1997. TetraBDE-47 var den
dominerende i samtlige prøver med 60-70%. Derefter kom pentaBDE-99 og
hexaBDE-153. Det er samme koncentrationsprofil, der er set i blodprøverne.
Resultatet bekræfter at visse PBDE’ere akkumuleres i mennesker. Det reflekterer
desuden den tilsvarende stigende forurening, der har fundet sted over en
længere årrække (Meironyté et al., 1999).
Figur 3
Et tidsstudie at summen af otte PBDE’ere i modermælk fra Upsala.
(Meironyté et al., 1999)
En nyere opfølgende undersøgelse fra perioden 1998-2000 viser imidlertid et
fald af PBDE-indholdet i svensk modermælk. Det tolkes som en positiv effekt af
den udfasning, der har fundet sted i Sverige (de Witt, 2002; Covaci et al., 2001).
41

Der er ligeledes evidens for, at koncentration i mennesker, blandt andet i
modermælk, er stigende op til sidst i halvfemserne. Det ses i data fra Tyskland,
Finland, Spanien, Israel, Japan, Canada og USA (Wenning, 2002; McDonald,
2001). Især i USA og Canada regnes koncentrationen i modermælk for at være
op til 40 gange større end det tyske gennemsnit på 0,6-11 µg kg -1 (Darnerud et
al., 1998). I undersøgelsen undersøgte man for sammenhængen mellem koncentrationerne
af PBDE og forskellige faktorer. Der viste sig at være en korrelation
mellem PBDE og rygning, body mass index (BMI) og fiskespisning, mens der
ikke var nogen mellem PBDE og alder, alkoholindtag og computerbrug (de
Witt, 2002).
Det er uvist, om de nuværende koncentrationer fundet i mennesker kan regnes
for sundhedsskadelige. Da alle individer eksponeres for lave PBDE-koncentrationer,
skal den potentielle sundhedsmæssige risiko vurderes på populationsniveau
(McDonald, 2002). I øjeblikket er koncentrationen af PBDE’ere i mennesker
en faktor 10-100 lavere end koncentrationen af PCB’ere.
Hvis tendensen, der er set for brystmælk og i miljøet fortsætter, vil PBDE
således udgøre en trussel, i størrelsesorden med dem for PCB og DDT, for
miljøet og dermed menneskets sundhed. PBDE har, ud fra de stigende koncentrationer,
et potentiale til at blive et af de vigtigste POP-stoffer i løbet af de
næste 15-30 år (Hooper og McDonald, 2000).
42

3.5. Toksicitetskarakterisering
En karakterisering af toksicitet bygger på observationer i dyreforsøg. Der
benyttes hovedsageligt subkroniske forsøg i vores karakterisering. Det vil sige,
at dyrene udsættes for PBDE i en afgrænset tidsperiode. Akutte forsøg, hvor
dyrene eksponeres en enkelt gang, anvendes til testning af irritabilitet og
sensibilisering. Der er kun anvendt få resultater fra kroniske forøg, hvor dyrene
eksponeres gennem hele deres liv. Toksicitetskarakteriseringen forsøger, så vidt
data er tilgængelige, at belyse kinetikken, dynamikken og effekterne bag PBDE.
3.5.1. Optagelse og absorption
Optagelse af fremmedstof sker primært over membraner i lungerne, gællerne,
maven og tarmsystemet, men også gennem huden. PBDE, som er hydrofobt, har
hurtig indtrængen over den fedtholdige cellemembran og dermed optagelse i
vævet.
For vandlevende organismer vil optagelsen ske gennem føden, eller det vand de
filtrerer samt fra omgivelserne over gællerne og huden. Terrestriske organismer
og marine pattedyr vil desuden optage PBDE på gas eller partikelbundet form
via inhalation over luftvejene. Når stoffet er optaget i organismen, kan det
transporteres rundt med blodet og således fordeles til forskelligt væv og organer.
De lavt bromerede PBDE’ere, tri- til hexaBDE, er mest bioaktive. De absorberes
næsten komplet, elimineres langsomt og er meget bioakkumulerende. Fuldt
bromeret decaBDE, absorberes dårligt fra mave-tarmkanalen, udskilles hurtigt
og bioakkumuleres ikke (Darnerud et al, 2001; McDonald, 2002; Wenning,
2002). Denne forskel, blandt andre, gør det nødvendigt at skelne imellem de
43

forskellige PBDE’ere. En undersøgelse af blåmuslinger og gedder viste, at deres
optagelsesevne af PBDE var i klar korrelation med bromeringsgraden.
Optagelsen var størst med tetraBDE-47, da 95% blev optaget; 60% pentaBDE-
99 og 40% hexaBDE-153 blev optaget (Gustafsson et al., 1999). Undersøgelser
med 14 C-mærket PBDE, BDE-47, -85 og -99, resulterede i et effektivt optag fra
mave-tarmkanalen hos mus. Der var en komplet absorption af tetra- og
pentaBDE og dårlig af decaBDE.
Optagelse af decaBDE sker ikke nødvendigvis gennem føden, men også gennem
anden eksponering. Det kan tænkes, at absorptionen af decaBDE til blodet
muliggøres via metabolisme til mindre molekylestørrelse. DecaBDE er også tilgængelige
uden at blive nedbrudt (Jakobsson et al., 2002).
Særligt optag af decaBDE i laboratoriefisk og efterfølgende nedbrydning med
debrominering er blevet observeret. Det formodes, at decaBDE primært optages
gennem lungerne hos mennesker (Miljøstyrelsen, 2001). Endelig er der set en
lav PBDE-optagelse hos musefostre. Nyfødte mus har fuld optagelse af
decaBDE (Darnerud et al., 1998). Muligvis skyldes det, at hydrofobe stoffer har
lettere ved at optages gennem pinocytose, en optagelsesform som er mest
udbredt hos nyfødte.
European Chemicals Bureau (ECB) anvender konservative værdier for den orale
biotilgængelighed af PBDE. 90% for pentaBDE, 50% for octaBDE og 1% for
decaBDE. Ved inhalering regnes med 75% for pentaBDE og 50% for octa- og
decaBDE (Wenning, 2002).
44

3.5.2. Fordeling
Som et hydrofobt stof forventes det, at PBDE har størst optagelse, opkoncentration
og deponering i det fedtholdigt væv, membraner, blod, mælk og nerver.
De største koncentrationer i rotter og mus findes i deres fedtdepoter, lever,
binyrer, æggestokke, lunger og kort tid efter eksponering – også i hjernen. Lang
tid efter indsprøjtningen af PBDE var koncentrationerne faldet i de fleste væv.
De var dog stadig høje i både det hvide og det brune fedtvæv (de Wit, 2002).
Tilsvarende fordeling af PBDE er rapporteret hos gedder. Der var den højeste
koncentration i leveren, galdeblæren, nyren, hjernen, øjets to yderste hinder,
fedtvæv og langs med rygmarven (Darnerud et al., 1998; de Wit, 2002).
3.5.3. Kritiske organer
De kritiske organer er de organer, som er mest følsomme over for en given eksponering.
For PBDE drejer det sig om lever, nyrer og skjoldbruskkirtel. De
toksiske tegn er rapporteret i form af forstørrelse, med eller uden degenerative
forandringer, samt skjoldbruskkirtelforstyrrelser som følge af øget vækst
(hyperplasia) og enzyminduktion, især i leveren (de Wit, 2002).
Leveren er et livsnødvendigt organ. Den er kroppens største kirtel, et vigtig stofskifteorgan,
der afgifter og bioaktiverer, danner galde, syntetiserer proteiner og
D-vitamin, regulerer fedtstofskiftet og er depot for kulhydrat. Leverens placering,
dens fedtholdige membranrigdom, dens mange åbninger (fenestrae) og
dermed store blodgennemstrømning blandt andet fra tarmsystemet og endelig
sinusidaltransportrørene, som har et selektivt optag medvirker alt sammen til, at
den er et kritisk organ.
45

Nyrernes hovedfunktioner er udskillelse af affaldsstoffer via urinekskretionen,
opretholdelse af osmose og pH i legemsvæsken, dannelse af hormonlignede
stoffer – for eksempel EPO (erythropoitin), og den endelige dannelse af D-
vitamin.
Skjoldbruskkirtlen udskiller de jodholdige hormoner T3 (triiodthyronin) og T4
(thyroxin). T3 og T4 regulerer det iltkrævende stofskifte samt hormonet calcitonin
hos pattedyr. Hormonernes funktion er vigtig for vækst.
Penta- og decaBDE har lav akut toksicitet ved indånding, indtagelse og hudkontakt.
OctaBDE har meget lav toksicitet. No Observed Effect Level (NOEL) for
penta- og octaBDE er sat til 2-18 mg pr kg pr dag med henblik på lever og
skjoldbrusk-kirtel (Darnerud et al., 1998). Sker der en større eksponering end
den angivet NOEL-værdi, er der risiko for toksiske skader.
3.5.4. Bioakkumulering og tilbageholdelse
Når tetraBDE doseres oralt, kan der efter 5 dage genspores 86% af den administrerede
dosis hos rotter og 47% hos mus.
Bioakkumulering af decaBDE er lav, men tilbageholdelsen i fedtvæv er stor hos
rotter (Darnerud et al., 2001). DecaBDE er efter oral administration kun fundet i
væv efter længerevarende eksponering. En mindre akkumulation er set i lever og
fedtvæv hos rotter (Simonsen et al., 2000). En to års akkumuleringsundersøgelse
med oral administration af decaBDE hos rotter, viste at akkumuleringen var tre
gange større i fedtvævet, og at der ingen signifikant forøgelse var i hverken
blodserum, lever, nyrer, skeletmuskulatur eller testikler. Samme undersøgelse
46

viste, at leverens rensning (clearence) var på 10 dage. Derimod var fedtvævets
indhold af decaBDE uændret i op til 90 dage efter endt tilførsel. Bioakkumuleringen
af decaBDE’s eventuelle metabolitter eller debromerede stoffer er
større end for decaBDE, og de indvirker muligvis på resultatet (de Witt, 2002).
En undersøgelse af optagelsen og bioakkumuleringen af PBDE’ere og PCB’ere
hos blåmuslinger viser, at optagelseshastigheden og biokoncentreringsfaktoren
(BCF) er specielt høj for BDE-47 og -99, og at BCF er meget højere for disse
stoffer end for PCB’ere (Gustafsson et al., 1999). BDE-47 og -99 bioakkumuleredes
i samme grad, med en BCF på henholdsvis 13·10 5 og 14·10 5 , i forhold til
PCB’ernes BCF, der lå mellem 1,1-2,7·10 5 (Gustafsson et al., 1999).
Halveringstiden i fedt omkring nyrerne er hos rotter, efter enkelt oral dosering,
fundet til henholdsvis 25 og 47 dage alt efter køn og den anvendte pentaBDE.
Dette er en moderat tilbageholdelse af pentaBDE. Ofte er halveringstiden kortest
hos hanrotter sammenlignet med hunrotter (de Wit, 2002). Længere halveringstid
formodes hos mennesket. Halveringstiden hos elektronikarbejder er fundet til
86 dage for heptaBDE-183 og 7 dage for decaBDE (Wenning, 2002). Det er
modsat den sammenhæng, der ses hos rotter, at stigende bromering fører til
længere halveringstid. Det er også modsat PBB’ere og PCB’ere (Darnerud et al.,
2001).
Halveringstiden i modermælk kan være lang, for PCB er den for eksempel flere
måneder. Det betyder, at der kan ske en ophobning af stoffet, som overskrider
den Accepterede Daglige Indtagelse (ADI) (Autrup et al., 2000).
47

3.5.5. Eliminering
Den første fjernelse (first-pass eliminering) af et fremmedstof sker hovedsageligt
i leveren, før det bliver optaget i blodet og transporteret rundt i organismen.
Det er en normal proces for de stoffer, der indtages oralt. Inden stofferne
kommer ud i blodcirkulationen, passerer de mavetarmkanalen, leveren og
lungerne, hvor de enzymatisk biotransformeres og udskilles via fæces eller
udånding. Nyrerne udskiller de stoffer, der indgår i blodcirkulationen. Der
foregår også en væsentlig omsætning i nyrerne. Den enzymatiske biotransformering
øger blandt andet stoffernes vandopløseligheden og muliggør derved
udskillelsen via urinen. Desuden gøres fremmedstoffer genkendelige for diverse
enzymsystemer.
Den aktive slimhinde i tarmsystemet absorberer og reabsorberer, udover
næringsstoffer, også fremmedstoffer. Den medvirker også til ekskretion, enten
via urin eller fæces, som også indeholder galden. Nogle stoffer udskilles kun via
galden. En mindre udskillelse kan finde sted via sved, spyt, tåre, sperm,
menstruationsblod, hud- og hårtab med mere. Hydrofobe stoffer udskilles
desuden via modermælken.
Undersøgelser med rotter viser ingen urinudskillelse af tetraBDE. Det samme
ses med decaBDE, hvor 90% udskilles via galden med fæces. Eliminationen
med urin udgør mindre end 1% hos rotter. Der er artsforskel i udskillelsen hos
mus og rotter. Mus udskiller 20% med fæces og 33% med urinen. Der sker en
hurtig eliminering af decaBDE og en langsom af pentaBDE. Andre kilder har
modsigende data (refereret af Darnerud et al., 2001).
48

Undersøgelser af mælk og fedtvæv i mus resulterede i en betydningsfuld
fjernelse af PBDE i form af overførsel af tetraBDE’ere fra moderen til den
nyfødte. 30-40% af moderens dosis kan spores hos hendes afkom (Darnerud et
al, 1998; de Witt, 2002).
3.5.6. Metabolisme
Biotransformering, også kaldet metabolisme, er et vigtig led i udskillelsen af
stoffer fra organismen. Kroppens omdannelse af stoffer til lettere udskillelige
stoffer kan uheldigvis også bioaktivere stoffet. Ved denne enzymatiske ændring
enten fremhæves eller afsløres stoffets aktive-site. Det kan så give anledning til
et toksisk respons. Mekanismen bag bioaktivering kan også være, at stoffets
optagelsesevne øges i takt med den øgede vandopløselighed.
Det formodes, at der foregår en omfattende metabolisme af PBDE i mavetarmkanalen
efter oral administration, idet metabolske studier af tetraBDE-47 i
gnavere viste dannelse af fem forskellige hydroxylerede tetraBDE-metabolitter i
leveren. To af dem fandtes også i blodplasmaet (McDonald, 2002). Fæcesundersøgelser
resulterede i 79% af det oprindelige tetraBDE og 21% metabolitter.
63% af decaBDE blev omdannet til uidentificerbare metabolitter, og 37%
var uladede produkter. Antageligvis sker der ingen metabolisme af hexa- og
heptaBDE (Darnerud et al., 2001).
Der er en naturligt forekommende metabolisme og debromering i forskellige
fisk og sæler (Darnerud et al., 2001; de Wit, 2002).
49

3.5.7. Enzyminduktion
Et enzym er en katalysator. Det fremmer kemiske reaktioner uden selv at blive
brugt. Når organismen eksponeres for et stof, som for eksempel PBDE, fremkaldes
diverse afgiftningsenzymer, det vil sige, der sker en induktion. Tilstedeværelsen
af disse enzymer er relateret til en toksisk effekt. Induktionen kan give
anledning til aktivering af gener.
PBDE har et moderat potentiale til induktion af forskellige afgiftningsenzymer.
Et af enzymerne, CYP 450 1A1, er et såkaldt dioxin-lignende induktionsenzym,
som induceres af de forskellige PBDE’ere bortset fra tetraBDE-47 (Helleday et
al., 1999; de Wit, 2002). Nogle af enzymerne er tilstede i organismen 30-60
dage efter endt eksponering. Derved betegnes enzyminduktionen persistent, og
det peger på, at udskillelsen af PBDE tager sin tid. DecaBDE har lavere enzyminduktionspotentiale
end penta- og octaBDE. Det er de samme CYP 450-
enzymer, der induceres i rotter ved eksponering for PCB og PBB (Helleday et
al., 1999; de Wit, 2002).
Ofte sker PBDE-eksponeringen samtidig med andre halogenerede dioxinlignede
stoffer, som også inducerer enzymerne. Det vanskeliggør udledningen af
de direkte observationer i miljøet. Desuden påvirker det også den toksiske
effekt.
Induktion kan lette metaboliseringen og udskillelsen, men ligeledes også
forårsage bioaktivering. Tilstedeværelsen af høje koncentrationer af enzymer
kan yderligere have en uønsket toksisk virkning på adskillige af kroppens
naturlige kemiske reaktioner. Således mener man, at induktion øger skjoldbruskkirtelhormonet
T4’s udskillelse fra kroppen. Det regnes for at være årsagen bag
50

dioxin TCDD-induceret skjoldbruskkirteleffekt. Muligvis virker PBDE’ere på
samme måde (Darnerud et al., 1998; McDonald, 2002).
3.6. Toksiske effekter
De toksiske effekter, kan sammenlignes med symptomer ved sygdom. De
indikerer, at den toksiske dosis er overskredet.
3.6.1. Lever- og nyreskader
Undersøgelser med gnavere viser, at tetra-, penta-, octa- og decaBDE giver
leverskader. Der ses øget relativ levervægt samt makroskopiske og histologiske
forandringer såsom celledød og arvævsdannelse.
En anden toksisk effekt er induktion af en række leverenzymer (hovedsagligt
EROD og CYP 450) (de Witt, 2002). En mulig konsekvens af leverenzyminduktionen
er forstyrrelser i syntesen af henholdsvis fedtsyren kolesterol og
farvestoffet porfyrin. (Darnerud et al., 2001). Symptomerne er forhøjet produktion
og udskillelse af porfyrin, i urin, fæces eller leveren (Simonsen et al., 2000),
øget lysfølsomhed og degenerative forandringer i de perifere nerver (Darnerud
et al., 2001). Denne toksiske effekt ses desuden ved eksponering for PCB og
PBB (Darnerud et al., 2001).
Der er observeret forhøjet bromkoncentration i leveren og skjoldbruskkirtlen hos
rotter i subkroniske undersøgelser (Simonsen et al., 2000). Frit brom er et
51

stærktvirkende farmako, selv i små doser, og det påvirker muligvis hormonniveauet
i skjoldbruskkirtel.
Nyrerne er et typisk kritisk organ med stor regeneration. Den uønskede effekt af
PBDE-eksponeringen er set hos mus og rotter i form af forstørrelse og dermed
højere vægt af nyrerne (Meironyté et al., 1999).
3.6.2. Hormonforstyrrelser
Især de lavere bromerede kommercielle PBDE’ere forstyrrer og ødelægger
skjoldbruskkirtlens hormonbalance. Højere PBDE’ere har også et potentiale for
at virke hormonforstyrrende, dog er decaBDE’s potentiale noget mindre end de
andres (Hooper og McDonald, 2000). PBDE står på Miljøstyrelsens liste over
hormonforstyrrende stoffer.
En af de toksiske effekter på skjoldbruskkirtlen er forhøjet vægt efter eksponering
for tetra-, penta-, og octaBDE, men ikke med decaBDE. Der ses desuden
læsioner ved eksponering for octaBDE. Vægtforøgelsen kan skyldes den mindre
mængde af hormonet T4. En anden effekt er reduktion af blodserums totale
indhold af T4 (McDonald, 2002). Undersøgelser med rotter, som eksponeres
med pentaBDE, viser mindre serumkoncentration af total T4 ved alle doseringer,
både i akutte og subkroniske undersøgelser. Dette kan skyldes leverenzyminduktionen.
Da der ingen tydelig dosis-respons sammenhæng er, kan der ikke
konkluderes noget ud fra dette forsøg (Simonsen et al., 2000).
En tredje direkte effekt ses på skjoldbruskkirtelfolliklerne. Det er de mikroskopiske
blærer, som indeholder skjoldbruskkirtelhormonerne i inaktiv form.
52

Effekterne ses som en overproduktion af hormonerne, forøgelse af de enkelte
cellers størrelse og mængden af intercellularsubstans samt en reduktion af folliklernes
areal (Hallgren og Darnerud, 2002). Der findes forskellige forklaringer på
mekanismen bag PBDE’s hormonforstyr-rende potentiale. Først og fremmest
menes det, at den øgede enzymaktivitet har en afgørende effekt på plasmaniveauet
af T4. Det mest sandsynlige er, at hydroxylerede PBDE-metabolitter
interagerer med skjoldbruskkirtelhormon-receptoren både som agonist og antagonist
(Meerts et al., 2000). Metabolitterne ligner skjoldbruskkirtelhormonerne.
Se figur 1. Det er set i forsøg med menneskeceller. Proteinet transthyretin transporterer
T4 til targetvævet, hvor T4 dejodneres til det hurtigt og stærkt virkende
hormon T3. Metabolitterne konkurrerer mest med T3 om binding til dens receptor,
men også med T4. Derved påvirkes både transporten af T4 og reguleringen
af de gener i cellekernen, som er afhængige af skjoldbrusk-kirtlens hormonerne
(Meerts et al., 2000). Denne effekt forstærkes af den samtidige induktion af
afgiftningsenzymer, som medvirker til dannelsen af disse PBDE-metabolitter
(de Wit, 2002).
Der sker en øget fjernelse af T4 med galden. Det sker i leveren, på grund af den
forhøjede induktion af enzymet UDGPT, som fremmer fjernelsen af T4. Der er
dog ikke i alle undersøgelser korrelation mellem UDPGT og reduceret T4
(Meerts et al., 2000).
Data tyder på additiv interaktion mellem PBDE og PCB eller klorede parafiner
ved samtidig dosering. Desuden kan der også forekomme synergistisk effekt
mellem tetraBDE-47, PCB og kloreret paraffin med henblik på nedsat plasmakoncentration
af frit T4 og induktion af afgiftningsenzymer (Hallgren og
Darnerud, 2002). Helt præcist hvordan PBDE ødelægger hormonbalancen i
53

skjoldbruskkirtlen, er endnu udokumenteret. PCB har den samme skadelige
effekt på hormonbalancen som PBDE.
Der mangler data om interaktion med de eventuelle toksiske urenheder i
kommercielt PBDE. Det forventes, at der vil være en additiv effekt ved samtidig
kropsbelastning af PBDE, PCB og klorerede dioxiner.
En essentiel mekanisme for transport af skjoldbruskkirtelhormonerne er transthyretin.
Transthyretin kan udover at overføre skjoldbruskkirtelhormonerne fra
mor til foster, desværre også overføre PBDE. Det samme gør sig gældende for
hydroxylerede PCB’ere. Transthyretin muliggør desuden udbringelsen af T4
over blod-hjernebarrieren. Denne mekanisme kan forårsage høje koncentrationer
af hydroxylerede PCB’ere og PBDE’ere i fosterets hjerne. Således mistænkes
det, at der er risiko for effekter på fostres neurale udvikling.
Skjoldbruskkirtelhormoner regulerer hjernens udvikling i fostre og nyfødte.
Moderen er fostrets eneste kilde til skjoldbruskkirtelhormon i det første trimester
og hovedkilden i andet trimester. Man mener, at det kan føre til nedsat intelligens
hos fosteret, hvis niveauet af disse hormoner er nedsat i de kritiske
perioder (McDonald, 2002). Muligvis har det ikke så stor betydning hos mennesker,
da der gælder andre hormontransportsystemer. Endelig regnes gnavere for
at være mere følsomme for skjoldbruskkirtelhormonforstyrrelser end mennesket
(McDonald, 2002). Der er artsforskel mellem mennesker og gnavere, idet gnavere
starter deres neurale udvikling 10 dage før fødslen og slutter 21 dage efter,
mens menneskets varer fra første trimester til 2-3 år efter fødslen (McDonald,
2002). Det er stadig uvist, om PBDE udgør en specifik hormonforstyrrende
risiko for mennesker, som det tyder på, det har for gnavere.
54

Det kan ikke afvises, at andre hormonlignede effekter findes (Darnerud et al.,
1998). Østrogenlignede aktivitet er set in vitro, men den er meget lav, når den
sammenlignes med østradiol og dioxin (Hallgren og Darnerud, 2002). Flere rene
PBDE-blandinger og særligt hydroxylerede PBDE’er inducerer østrogenlignende
effekter in vitro med samme potentiale som østrogen bisfenol A. Det
formodes, at en sådan effekt forstyrrer de endokrine funktioner og dermed
forårsager nedsat reproduktionsevne, ændret testikeldannelse og i værste fald
kræft i østrogenfølsomt væv i mennesker og andre levende organismer (Meerts
et al., 2001). Der kræves flere studier for at kunne udlede, at dette også er
gældende i mennesket (McDonald, 2002). Moderkagen overtager produktionen
af hormoner efter de første 2-3 måneder hos mennesker, mens hypofysefunktionen
er essentiel for den første del af graviditeten hos rotter, og udskillelsen
fra æggestokkene er afgørende for hele svangerskabet hos rotter (Autrup
et al., 2000).
3.6.3. Reproduktionsskader
Miljøstyrelsen mistænker octa- og decaBDE for at være fosterskadende, idet der
er rapporteret følgende effekter i rottefostre: formindsket fostervægt, forstørret
hjerte, svær generel ødemdannelse, bøjede ribben og forsinket knogledannelse
(ossification) i kraniet og skeletknogler (Simonsen et al., 2000; Darnerud et al.,
2001). Undersøgelserne tyder på, at fosteret er mere følsomt overfor octaBDE
end moderen. DecaBDE giver ingen skader på moderdyret. Disse undersøgelser
tyder på, at de højere PBDE’ere udgør en mulig risiko for fosterskader hos
mennesker (Simonsen et al., 2000).
55

Der er en stigende tendens til sen fosterdød hos rotter, der er eksponeret for
octaBDE. Desuden ses vægttab hos både moderen og fosteret. Der findes ingen
data for penta- og octaBDE med hensyn til reproduktions toksicitet, og der er
ikke observeret nogen effekter i kroniske undersøgelser med decaBDE
(Simonsen et al., 2000). NOAEL for octaBDE er estimeret til 2 mg pr kg pr dag
og på 10 mg pr kg pr dag for decaBDE (Miljøstyrelsen, 2001).
3.6.4. Kræft
Handelsprodukter af decaBDE mistænkes for at have et kræftfremkaldende
potentiale. Det bekræfter U.S. National Toxicology Programs kroniske toksikologiske
undersøgelser med rotter, hvor forekomsten af godartede svulster i
leveren var signifikant højere hos de eksponerede rotter end hos kontrolgruppen.
De eksponerede hanrotter havde desuden godartede svulster i bugspytkirtlen
(McDonald, 2002). Tilsvarende resultater ses i forsøg med mus. Den toksiske
effekt hos dem er godartede og ondartede svulster fra levercellevæv og i skjoldbruskkirtlens
follikulære celler.
DecaBDE klassificeret af WHO’s afdeling for kræftforskning (IARC) til gruppe
3; Stoffer der endnu ikke er klassificeret med hensyn til kræftfremkaldende
potentiale, idet der mangler dokumentation. Kun decaBDE er testet for kræftfremkaldende
potentiale, de andre PBDE’ere bør også undersøges (Simonsen et
al., 2000).
56

3.6.5. Skader på arveanlægget
Mono-, di- og tetraPBDE inducerer genetiske forandringer i bakterier og pattedyrsceller
samt andre arvelige ændringer i forskelligt væv (McDonald, 2002;
Helleday et al, 1999). Ifølge miljøstyrelse er penta-, octa- og decaBDE ikke
mutagene (Simonsen et al., 2000). Kommercielt octa- og decaBDE viste ingen
tegn på kromosomforandrende egenskaber, men der findes ingen data for
pentaBDE (Simonsen et al., 2000).
3.6.6. Skader på nervesystemet
Skjoldbruskkirtelforstyrrelser forårsager først og fremmest skadelige effekter på
hjernens dannelse. Forstyrrelser af det sekundære messengersystem, et intercellulært
signalsystem, der er et essentielt led i nervesystemet kan være en anden
mekanisme. PCB har en tilsvarende mekanisme (McDonald, 2002). Den tredje
mekanisme er neurotransmitter forandringer. Undersøgelser af nyfødte mus, som
eksponeres for pentaBDE-99, indikerer neurologiske adfærdsforandringer i form
af indlærings- og hukommelsesvanskeligheder, samt motoriske mangler, som
forværres med alderen. Tetra- og pentaBDE kan føre til spontane motoriske
adfærdsforandringer, som også forværres med alderen (refereret af de Wit, 2002;
Hooper og McDonald, 2000).
Forandringer af neurotransmitter systemet er set ved eksponering med
pentaBDE og PCB (McDonald, 2002). Det ses som manglende eller forstyrret
intellektuel aktivitet.
57

3.6.7. Skader på immunforsvaret
Flere kilder viser intet tegn på skader på immunforsvaret i forsøgsdyr (refereret
af de Wit, 2002; McDonald, 2002; Darnerud et al., 2001).
3.6.8. Irritabilitet og sensibilitet
Irritabilitet anvendes som et mål for et stofs evne til stimulere organismens
celler til en reaktion. I akutte toksiske forsøg med kaniner giver pentaBDE mild
til moderat hudirritation og mild, kortvarig øjenirritation. Hos rotter er der observeret
abnormt hyppig respiration (tachypnoea) og nasal og respiratorisk blodtilstrømning.
OctaBDE er ikke hud- og øjenirritant, men der mangler data for
respiration. Forsøg med to kommercielle decaBDE giver ingen eller kun lille
hud- og øjenirritation og ingen klorakne hos kaniner. Ud fra disse resultater
antages det, at PBDE ikke er en menneskelig irritant (Simonsen et al., 2000).
Sensibilitetsundersøgelser viser, at decaBDE ikke påvirker hudens følsomhed
hos mennesker (Darnerud et al., 1998). Der findes ingen data for penta-, octa- og
decaBDE (Simonsen et al., 2000).
Dyreforsøg viser, at pentaBDE er mere toksisk end octa- og decaBDE efter oral
tilførsel (Simonsen et al., 2000; Darnerud et al., 2001).
58

4. Eksponeringsopgørelse
Eksponeringsopgørelse redegør først og fremmest for eksponeringskilder. Det
kan være i form af naturlige og menneskeskabte forureningspunktkilder eller
mere diffuse kilder. Eksponeringen opgøres i forhold til koncentration, hyppighed,
udbredelse og varighed. Eksponeringens transport væk fra kilden belyses
med hensyn til medie, hastighed og fjernelse i form af omdannelse og optag i det
abiotiske og biotiske miljø. Endelig fokuseres der på de eksponerede samt de
særligt sårbare grupper.
4.1. Sårbare grupper
I en eksponeringsopgørelse er det vigtigt at inddrage særligt sårbare grupper,
idet de tåler en mindre eksponering end andre. De sårbare grupper er ofte fostre,
nyfødte, børn, ældre, arveligt disponerede og gravide. Yderligere bør man også
inddrage de højt eksponerede grupper som for eksempel mennesker med et
bestemt erhverv, kostvaner, livsstil med mere.
Mennesker er særligt udsatte for PBDE’ere, både i fostertilstanden og gennem
modermælken. En tysk modermælksundersøgelse, af 25 mødre fra 1998 viste, at
der var 0,6-11 µg kg -1 fedt i mælken. For spædbørn, med en indtagelse af 0,7 l
mælk pr dag, giver det en daglig indtagelse på 0,016-0,28 µg pr dag. Omregnet
til daglig indtagelse pr kg legemsvægt bliver det 0,07 µg pr kg pr dag. Dette er et
meget højt niveau i forhold til den samlede indtagelse hos en voksen, som har en
daglig indtagelse på 3-12 ng pr kg pr. dag (Darnerud et al., 1998; Miljøstyrelsen,
2001). En mor, der ammer, vil derfor kunne give en stor del at sit PBDE-indhold
videre til sit barn gennem sin mælk. Eksempelvis udskilles ca. halvdelen af den
PCB en kvinde har optaget igennem sit liv i én ammeperiode (Grandjean, 1998).
59

Nyfødte er særligt sårbare af flere grunde. Dels er deres stofskifte og energiindtagelse
relativt højt. De trækker vejret hurtigt og udskifter dermed oftere
luften i lungerne, og blodforsyningen til hjernen er forøget. Yderligere har de en
større optagelse, da deres pinocytoseaktivitet er høj, og tarmepithelet er mere
permeabelt. Endelig er deres nyre- og leverekskretionssystemer ikke fuldt udviklede,
så stoffer, der hovedsagligt udskilles i urin eller i galden, er mere toksiske
for småbørn. Der er anledning til bekymring, idet koncentrationen i modermælk
er stigende i perioden først i 1970’erne til sidst i 1990’erne (Meironyté et al.,
1999; Miljøstyrelsen, 2001). Der er variation mellem indholdet hos de enkelte
mødre på grund af forskel i kost, arbejde, alder og anvendelse af PBDE-holdige
produkter (McDonald, 2002).
Også gravide kan være særligt følsomme over for PBDE’ere gennem deres
virkning på skjoldbruskkirtlen. Under graviditeten videregiver kvinder skjoldbruskkirtelhormonerne
T3 og T4 til fosteret. Ved eksponering for PBDE kan T3
og T4 niveauet reduceres og der kan opstå mangelsymptomer. Fosteret kan også
mangle T3 og T4 og kan dermed få neurologiske skader såsom forstyrret
indlæring og hukommelse (McDonald, 2002).
Eksponering i arbejdsmiljøet adskiller sig fra eksponering i hjemmemiljøet, idet
man kan acceptere højere niveauer på arbejdet på grund af den korte eksponeringstid.
På den enkelte arbejdsplads lokaliseres de enkelte muligheder for
eksponering i håbet om at forebygge eller fjerne dem (Grandjean, 1998).
Svenske undersøgelser har vist forhøjede koncentrationer af PBDE’ere i blodet
hos arbejdere fra en fabrik, der behandler elektronikskrot (Sjödin et al., 2001).
For arbejderne på denne fabrik vil arbejdet med demontering være hovedeksponeringskilden.
Koncentrationen var dobbelt så høj for heptaBDE-183 i forhold
til decaBDE-209. Et fald i arbejdernes blodkoncentration i sommerferien viste,
60

at der er sammenhæng mellem eksponeringen i arbejdsmiljøet og blodkoncentrationen.
Faldet i sommerferien blev desuden brugt til at udregne halveringstiden.
Undersøgelsen viste, at højere bromerede PBDE’ere har kortere halveringstid
end de lavere bromerede PBDE’ere. Arbejdernes udsættelse for
PBDE’ere fører til forhøjede niveauer i blodet (Sjödin et al., 2001).
En lignende norsk undersøgelse analyserede blodplasmaprøver i arbejdere fra
henholdsvis en elektronikdemonteringsfabrik og en printpladefabrik samt fra
laboratoriepersonale (Thomsen et al., 2001). Resultaterne viser, at nordmænd
generelt er udsatte for bromerede flammehæmmere, uanset arbejde eller arbejdspladsens
beliggenhed. Hos arbejderne på elektronikdemonteringsfabrikken var
koncentrationen signifikant højere af TBBPA og hexaBDE-153 i blodplasmaet
end koncentrationen hos de andre grupper. Også andre PBDE’ere fandtes i en
højere koncentration hos elektronikarbejderne. Det gennemsnitlige samlede
indhold af PBDE’ere (BDE-28,-47,-99,-100,-153,-154,-183) var: 8,8 ng g -1 fedt
(elektronikarbejdere), 3,9 ng g -1 fedt (printpladearbejdere) og 3,0 ng g -1 fedt
(laboratoriepersonale). Blodplasmaindholdet af heptaBDE-183 i den norske
undersøgelse var en størrelsesorden mindre end i det svenske undersøgelse.
Dette mener Thomsen et al. (2001) kan skyldes forskelle i arbejdspladsernes
udformning. Fælles for begge undersøgelser er, at de peger på, at arbejdere fra
elektronikdemonteringsfabrikkerne er udsat for højere niveauer af PBDE’ere
end andre arbejdsgrupper.
Luften fra elektronikdemonteringsfabrikken, et kontor og udendørsarealer (uden
punktkilde), blev sammenlignet, og den højeste koncentration af PBDE’ere
fandtes på demonteringsfabrikken. Middelkoncentrationen af BDE-47, -99, -183
og -209 var henholdsvis 1,2, 2,6, 19 og 36 ng m -3 (Sjödin et al., 2001). På
samme fabrik blev der også taget luftprøver nær en maskine, der river plastik i
61

stykker, for at påvise en eventuel punktkilde. Disse luftprøver viste koncentrationer,
der var 4-10 gange højere sammenlignet med andre steder på fabrikken.
Koncentrationerne på kontoret var meget lavere end på fabrikken. Ligeledes var
koncentrationerne udendørs ikke-målelige eller meget lave (Sjödin et al., 2001).
PBDE’ere i luftprøverne bliver hovedsageligt fundet på partikelform, og inhalering
af disse partikler kan være en vigtig eksponeringsvej. Der blev derfor også
foretaget målinger af partikler i luften på fabrikken. I nærheden af maskinen, der
river plastik i stykker, var koncentrationen 0,4 mg m -3 , og i selve fabrikshallen
var den 0,63-3,3 mg m -3 . Alle de målte værdier ligger under de tilladte grænseværdier,
for arbejdsmiljøet i Sverige, for totale (10 mg m -3 ) og respirerbare
partikler (5 mg m -3 ). Udover sundhedsrisikoen ved partikelindholdet kan det
høje bromindhold være en yderligere risiko (Sjödin et al., 2001). Når partiklerne
indåndes, bliver de enten optaget direkte i lungerne, eller de bliver sunket, og
optagelsen foregår så i mave-tarmkanalen. Indånding af partikler er den vigtigste
eksponeringsvej for disse arbejdere, muligvis kan der også ske optagelse over
huden (Sjödin et al., 2001).
4.2. Transport- og eksponeringsveje
Udslip af PBDE’ere sker primært til luft og vand. Dels fra punktkilder såsom
fabrikker og dels fra diffuse kilder som afdampning og anden spredning ved
brug af elektronik-, plastik- og tekstilprodukter. Desuden er der udledning fra
rensningsanlæg og spredning af slam (de Wit, 2002). Der kan ske udslip til
miljøet i forbindelse med transporten af PBDE’ere mellem fabrikkerne, der
producerer flammehæmmerne og plastikindustrien. Der findes ingen opgørelse
over uheld (European Commission, 1995). Endelig kan der også ske udslip i
62

forbindelse med affaldshåndteringen, både når elektronikdele skrottes (Sjödin et
al., 2001), når de forbrændes og når det deponeres på lossepladser (Lassen et al.,
1999).
Der findes ingen danske målinger, der kan bruges til beregninger af bromerede
flammehæmmeres livscyklus. Derfor er den danske model baseret på udenlandske
tal. Modellen siger, at fordampning fra produkter er langt den væsentligste
kilde til spredning af bromerede flammehæmmere (Lassen et al., 1999).
Når de bromerede flammehæmmere er fordampet, vil de, på grund af deres
fysik-kemiske egenskaber, binde sig til partikler i luften. Luftforureningen vil
kunne tørafsættes eller vaskes ud med regn, og dermed også føre til forurening
af jord og vand og efterfølgende fødevarer (Grandjean, 1998). De tilgængelige
data tyder også på, at der sker en langdistance transport af PBDE’ere, i hvert
fald af hovedstofferne i den kommercielle pentaBDE (Lassen et al., 1999). At
PBDE’ere er fundet i levende organismer og i luft fra de arktiske egne og i
kaskelothvaler, der søger føde på dybt vand, er nogle af beviserne på, at der sker
en langdistancetransport af PBDE’ere (de Wit, 2002).
Man regner ikke med, at fotonedbrydningen i atmosfæren har nogen betydning i
forhold til afsætningen (Lassen et al., 1999). Derved afsættes langt det meste af
PBDE’erne til jord og vand uden at blive nedbrudt i atmosfæren.
Udvaskning til spildevand vurderes at være relativt beskedent i Danmark, da
flammehæmmende tekstiler ikke er udbredt (Miljøstyrelsen, 2001). I andre
lande, hvor flammehæmmende tekstiler bruges, kan tøjvask være en væsentlig
kilde (Lassen et al., 1999). Undersøgelser viser, at PBDE’ere kan findes i slam
fra renseanlæg. På nogle af renseanlæggene er det muligt, at tekstilindustrien
eller andre kilder bidrager til de høje niveauer af PBDE’ere (Öberg et al., 2002).
63

PBDE’ere findes i sediment, både ferskvands og marint. Det betyder, at akvatiske
dyr er eksponeret for PBDE’ere (Jansson et al., 1987, Allchin et al., 1999).
DecaBDE er også fundet i jordprøver med en koncentration på ca. 0,6 µg kg -1
tørstof, uanset jordtype (Miljøstyrelsen, 2001). PBDE’ere er fundet i grøntsager,
men det er ikke helt klart, om det skyldes jord- eller luftforurening. PBDEkoncentrationen
i spinat var højere sammenlignet med kartoffel og gulerod
(Ohta et al., 2002).
For de fleste mennesker vil den største eksponering ske gennem fødevarer.
Indtagelsen af PBDE sker hovedsageligt gennem fedtholdige madvarer som fisk
og mælk (Darnerud et al., 1998), den største kilde er fisk (Lassen et al., 1999).
Indtagelsen af PBDE gennem fisk er i Danmark beregnet til at være 0,08 µg pr
person pr dag (Miljøstyrelsen, 2001), men er formentlig højere for andre nordiske
lande (Darnerud et al., 1998). Hvor meget PBDE man får fra fisk afhænger
både af den indtagende mængde, fiskeart, alder og oprindelse. Der er sammenhæng
mellem fiskenes fedtindhold og indholdet af PBDE’ere, de fede fisk indeholder
mest (Darnerud et al., 1998; Ohta et al., 2002).
Indtagelsen af PBDE med mælk og mælkeprodukter er ud fra tyske målinger
estimeret til 0,09-0,17 µg pr person pr dag (Miljøstyrelsen, 2001). Der mangler
data for indholdet af PBDE’ere i kød og æg. De er imidlertid vigtige kilder for
PCB og sandsynligvis også for PBDE. Svenske undersøgelser har fundet 0,36
µg kg -1 fedt i blandet kød og 0,42 µg kg -1 fedt i æg (Darnerud et al., 2001). Et
skøn over den samlede indtagelse gennem fødevarer, hos nordiske forbrugere, er
0,2-0,7 µg PBDE pr dag. For en person på 60 kg svarer det til 3-12 ng pr kg
legemsvægt pr dag (Miljøstyrelsen, 2001). Niveauet ligger langt under den
grænse (2 mg pr kg kropsvægt pr dag), hvor der er skadelige effekter. Med
64

hensyn til indtagelse gennem føden giver det en faktor 100.000 til forskel for
voksne og en faktor 30.000 for spædbørn (Miljøstyrelsen, 2001). En anden
vigtig eksponeringskilde er inhalering af støvpartikler fra eksempelvis varme
computere og TV-apparater.
4.3. Forbrænding
De bromerede flammehæmmere giver også problemer i affaldet. Stigende
mængder af elektrisk udstyr ender på genbrugsstationer og i forbrændingsanlæg.
Mængderne af bromerede flammehæmmere i affaldet vil følge produktionsmønstret
dog med nogle års forsinkelse. I 1997 blev 170-360 tons bromerede
flammehæmmere sendt til forbrænding i Danmark. Brom udgjorde 100-250 tons
(Lassen et al., 1999). Bromandelen i affaldet i Danmark i 1997 var helt nede på
0,004-0,01% af affaldet i forhold til klor, hvor niveauet var på 0,25% (Lassen et
al., 1999). I Sverige lå procenterne i 1992 på 0,004% brom i forhold til klor
0,75%, men mængderne er steget igennem de sidste ti år (Söderström og
Marklund, 2001). I Tyskland er brom- og klorindholdet i affald noget højere;
0,09% brom og 0,9 % klor (European Commission, 1995). Der er dog forskel
på, hvor stor en del af affaldet, der bliver brændt, og hvor meget der deponeres i
de enkelte lande i Europa (European Commission, 1995). Brom i deponeret
affald vil formentligt kunne fordampe fra produkterne og dermed sive ud fra
deponiet.
Når elektronik skal forbrændes, skilles plastikken ofte fra metallet. Begge dele
indeholder flammehæmmere og delene samles i portioner, som brændes. Når
sådan en bunke brændes af, kan bromindholdet stige drastisk og nå op på niveau
med klor (Söderström og Marklund, 2001). De bromerede flammehæmmere kan
65

danne de uønskede bromerede dibenzo-p-dioxiner (PBDD) og dibenzofuraner
(PBDF), når de forbrændes sammen med husholdningsaffald (Söderström og
Marklund, 2001). Når bromerede flammehæmmere findes i husholdningsaffald
sammen med klor, dannes der mere halogeneret dioxin, end når der kun findes
klor i affaldet. Brom og klor virker synergistisk på dannelsen af dioxiner
(Söderström og Marklund, 2001). Det ser ud til, at brom kan katalysere
dannelsen af klorerede dioxiner. Bromerede og klorerede dioxiner kan derfor
blive et stigende problem i mange lande i de kommende år, hvis brom i husholdningsaffald
stiger.
Niveauet af klorerede dioxiner måles regelmæssigt på forbrændingsanlæg.
Grunden til at der kun analyseres for klorerede forbindelser er, at der tidligere
næsten kun var klor tilstede i affaldet (Söderström og Marklund, 2001). I Japan
har man fundet høje niveauer af bromerede dioxiner i atmosfærisk nedfald. Det
er endnu ikke set i Europa (Söderström og Marklund, 2001). Ved forbrænding af
brom- og klorholdigt affald dannes et lavere niveau af rene klorerede dioxiner
og furaner, i stedet dannes der blandingsprodukter (Söderström og Marklund,
2001). Det kan virke misvisende, hvis et forbrændingsanlæg kun måler på
klorerede dioxiner, fordi blandingsprodukterne ikke opdages (Söderström og
Marklund, 2001).
Det vides endnu ikke præcist, hvordan polybromo-kloro dibenzo-p-dioxin
(PBCDD), polybromo-kloro dibenzofuran (PBCDF), PBDD og PBDF opfører
sig i et røggasrensningsanlæg (Söderström og Marklund, 2001). Dioxiner kan
også dannes under produktionen af plastmaterialerne. Når bromerede flammehæmmere
blandes i plastik sker det ved temperaturer på 200-300°C. Der kan
dannes både PBDD’ere og PBDF’ere. De kan indåndes som partikler. En under-
66

søgelse har vist, at arbejdere i plastikindustrien kan overskride grænseværdien
mere end 50 gange (European Commission, 2002).
Polychlorerede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og polychlorerede dibenzo-pfuraner
(PCDF) er godt undersøgt med hensyn til toksikologi og miljømæssige
effekter. PCDD og PCDF er i relativt lave doser kræftfremkaldende, fosterskadende
og fører til chloracne (Söderström og Marklund, 2001). PBDD, PBDF,
PBCDD og PBCDF er blevet undersøgt i en vis grad, men der mangler stadig
miljømæssige data (Söderström og Marklund, 2001). Generelt ændres
toksiciteten ikke meget, når klor erstattes af brom. Forskellene i molekylestørrelse
gør, at bromdioxin, i modsætning til klordioxin, måske kan binde sig til
enzymer (Söderström og Marklund, 2001). Det kan både øge og sænke toksiciteten,
afhængigt at hvilke enzymer der er tale om.
Hovedkonklusionen fra undersøgelsen er, at man bør undgå at afbrænde elektronikskrot
i portioner. På den måde kan bromindholdet i affaldet lettere holdes
nede, så udledningen også mindskes (Söderström og Marklund, 2001). Undersøgelsen
var lavet i en lille forbrændingsovn, så der er behov for yderligere undersøgelser
om forbrænding af bromerede flammehæmmere på rigtige forbrændingsanlæg.
4.4. Nedbrydning
De fysisk-kemiske egenskaber ved PBDE’ere gør, at de bliver bundet i sediment
(Kuosmanen et al., 2001). De kan bindes stærkere end PCB’ere og kan derfor
være mere persistente (Allchin et al., 1999). PBDE’ere kan langsomt nedbrydes
gennem en debromeringsproces (Pijnenburg et al., 1995). De højt bromerede
67

flammehæmmere bliver således til lavere bromerede. En af måderne en nedbrydning
kan foregå på er ved fotonedbrydning, en anden er mikrobiel nedbrydning.
Der er intet, der tyder på, at mikrobiel nedbrydning har nogen betydning
(European Commission, 2002).
Undersøgelser tyder på, at højt bromerede PBDE’ere, som decaBDE, kan
nedbrydes af UV lys eller sollys og danne PBDF’ere og lavere bromerede
BDE’ere (tri-octa) (Watanabe og Tatsukawa, 1987). Nedbrydningen med UV
lys kan ske hurtigt, halveringstiden for decaBDE i toluenopløsning er 15 minutter
(refereret af de Wit, 2002). Sollys kan også danne hepta- til nonaBDE’ere i
sand, jord og sediment. Nedbrydningen i sediment, slam og andet sker langsommere
end i en opløsning (de Wit, 2002). Formentlig fordi lysgennemtrængningen
er dårligere.
Hvis fotolytisk nedbrydning er vigtig i naturen, kan der dannes lavere bromerede
BDE’ere, som er mere bioaktive. Det er endnu uvist, hvor meget af de lavt
bromerede BDE’ere, i naturen og humane prøver, der stammer fra fotolytisk
nedbrydning, og hvor meget der stammer direkte fra produkterne (McDonald,
2002). Bromerede aromatiske stoffer som flammehæmmere er mindre modstandsdygtige
overfor UV lys end klorerede stoffer (Söderström og Marklund,
2001). Det betyder, at de bromerede stoffer vil nedbrydes hurtigere i atmosfæren
end de klorerede. Denne nedbrydning medfører, at de mindre toksiske, højt
bromerede, bromo-kloro dioxiner muligvis kan nedbrydes i miljøet til de mere
toksiske og mere stabile klorerede dioxiner (Söderström og Marklund, 2001).
68

5. Risikoanalyse
I risikoanalysen samles og diskuteres de forskellige led fra risikoidentiteten og
eksponeringsopgørelsen, i håbet om at finde frem til om risikoen er reel. Først
og fremmest analyseres den gennemsnitlige risiko observeret i miljø og
sundhed, samt risikoen for særligt sårbare og højt eksponerede områder og
grupper. Usikkerheder og uafklarede problemer, der bør undersøges nærmere,
inddrages. Resultatet af en sådan analyse leder frem til, hvilken risikohåndtering
der er aktuel.
PBDE’ere er fundet i mindre koncentrationer i stort set alle sedimentprøver fra
både marint og ferskt vand. Det stemmer overens med at PBDE bindes godt til
partikler. Ferskvandssediment er bedre undersøgt end marint. De højeste koncentrationer
er fundet i tæt befolkede områder og nær andre forureningskilder.
Koncentrationer af PBDE i både det abiotiske og det biotiske miljø afspejler
fordelingen af punktilder. Et tydeligt bevis ses hos fisk i Viskan. DecaBDE-209
har den højeste koncentration i sediment i Danmark i forhold til de andre
BDE’ere. Det kan skyldes, at de lavere bromerede BDE’ere er blevet optaget i
biotaen.
Modsat PCB og DDT er der observeret stigende mængder PBDE’ere i lagdelt
sediment. Stigning i PBDE-koncentrationen har været meget kraftig, og koncentrationen
af PBDE nærmer sig nu PCB-koncentrationen. Den fulde effekt er
endnu ikke set, idet der er en forsinkelse i PBDE akkumuleringen i sedimentet.
Når udslippet af et miljøfremmet stof sker i stigende hastighed er det nødvendigt,
at vende udviklingen inden koncentrationerne når op på et niveau hvor
de udgør en fare. Så selvom koncentrationerne af PBDE i miljøet endnu er så
69

lave, at de ikke er toksiske, kan de med de observerede stigninger i koncentrationerne
få uoverskuelige følger.
PBDE er persistent. Der er stadig uklare områder med hensyn til spredning,
akkumulering, nedbrydning og omsætning af PBDE’ere i sedimentet. DecaBDE
nedbrydes fotolytisk til lavere bromerede PBDE’ere. Dette er set i forsøg, og det
er endnu uvist, om dette fænomen er naturligt forekommende, og i hvor høj grad
det foregår. Alt i alt vides der ikke meget om nedbrydningen og dens betydning,
og flere undersøgelser er nødvendige.
I slam er der stor variation i PBDE-indholdet, især kan der være stor påvirkning
fra punktkilder. Dette bekræftes af den rumlige fordeling i Sverige. Den nuværende
koncentration af PBDE’ere i dansk slam vurderes ikke at udgøre nogen
fare for miljø og sundhed.
Koncentrationerne i muslinger fra Grønland var lavere end i de danske, hvilket
kan skyldes, at Grønland ligger længere væk fra punktkilder. Der er observeret
PBDE i sæler og hvaler i fjerntliggende områder, og derfor må eksponeringen
gennem føde være væsentlig. Luftforureningen kan optages i organismerne og
biomagnificeres. De lavere trofiske niveauer viderefører således PBDE til de
højere. Det ses hos fisk, marine pattedyr og fugle. Det er stadig uvist med hvilke
mekanismer og dynamik PBDE spredes gennem luft.
TetraBDE-47 bioakkumuleres og biomagnificeres i højere grad hos
blåmuslinger og fisk, end de højere bromerede. Der er færre fund af hexa-,
hepta- og nonaBDE, da de udover at være mindre bioaktive, ikke indgår i lige
så store mængder i kommercielle produkter som tetra- og pentaBDE. Der har
muligvis foregået en selektiv screening for de lavt bromerede, da de er
70

velkendte, og det kan give et misvisende indtryk af både fordelingsmønstret og
koncentrationerne.
Udviklingen i koncentrationerne af PBDE i biotaen svarer til den, der er
observeret i sediment. Nyere biologiske prøver varierer meget men peger på, at
koncentrationerne ikke længere stiger eller ligefrem er faldende (Darnerud et al.,
2001). Det er nødvendigt at følge op på disse tidsstudier af miljøet.
Der er korrelation mellem koncentrationen af PBDE’ere i fisk, marine pattedyr
og mennesker, og deres fødegrundlag, fedtindhold, alder med mere. Denne sammenhæng
viser at eksponeringen fra føden og gennem tid påvirker koncentrationen.
De fysisk-kemisk data siger at PBDE er fedtopløseligt, dette bekræftes
af observationerne.
Fugle fra Østersøen har et højere indhold af PBDE’ere end fugle fra Nordsøen
og Grønlandshavet. Tilsvarende er koncentrationerne højest i sæler fra Østersøen,
sammenlignet med Kattegat og Skagerrak. Dog peger andre kilder på
modstridende resultater (Miljøstyrelsen, 2001), og derfor kræver dette yderligere
efterforskning. Grunden til at koncentrationer i Østersøen er højere, kan være, at
Østersøen er omsluttet af land og derfor har kort afstand til regionale- og punktkilder,
og er derfor mere forurenet end åbne havområder. Den geografiske
fordeling af PBDE-koncentrationen i fisk langs den svenske kyst minder om
fordelingen af PCB og DDT, ved at have de højeste koncentrationer i Sydsverige.
Disse stoffer har også flere fælles træk med PBDE, såsom fysiskkemisk
egenskaber, persistens og til dels toksicitet. Modsat PBDE, er koncentrationerne
af PCB og DDT faldende i miljøet.
71

Forekomsten af PBDE i det akvatiske miljø skyldes de fysisk-kemiske
egenskaber som gør, at stofgruppen er persistent. Spredningen via organismerne
i vandmediet sker gennem bioakkumulering og biomagnificering. På grund af
dette og da koncentrationerne har været stærkt stigende, antager vi, at PBDE
udgør en reel risiko for det akvatiske miljø. Med reel risiko mener vi, at der skal
handles nu. Der er grund til handling, også selvom der ikke er set direkte
toksiske effekter i det akvatiske miljø.
Der er meget få målinger fra det terrestriske miljø. Det skyldes, blandt andet
forskellene mellem de to miljøer. Terrestriske målinger giver generelt lavere
koncentrationer end akvatiske, og den nuværende risiko er ikke stor. Den
fremtidige eksponering kan forventes at blive større, idet den tilstedeværende
PBDE-pulje i det akvatiske miljø, via fødekæderne, kan overføres til det terrestriske
miljø.
PBDE’ere i mennesker er set hyppigere og i højere koncentrationer i hele
verden. Det afspejler den stigende anvendelse af PBDE’ere. Koncentrationerne
ligger inden for samme niveau i Europa, men er væsentligt højere i Nordamerika,
hvor eksponeringen også er højere. Der kan være forskelle i eksponeringen
såsom kostvaner, anvendelse af produkter med PBDE, erhverv, alder,
livsstil og klima. Derfor er der store variationer i prøveresultaterne. TetraBDE-
47, pentaBDE-99 og hexaBDE-153 findes oftest og i de højeste koncentrationer.
Det mest alarmerende er, at modermælken har haft et stigende indhold af PBDE.
Svenske målinger har dog vist fald siden 1997. Det er for usikkert at konkludere
ud fra én enkelt undersøgelse, at modermælken verden over nu ikke længere vil
have et stigende indhold. Desværre findes der, så vidt vi ved, ingen opfølgende
undersøgelser fra andre lande. Grunden til alarm er, at nyfødte udover at være
72

ekstra sårbare, også er højt eksponerede. Det skyldes at modermælken, som er
en essentiel næringskilde, er et godt medie for overførsel af PBDE fra mor til
barn. Observationer af høje koncentrationer af PBDE’ere i nyfødte sæler underbygger
teorien om, at moderen kan overføre PBDE’ere til fosteret under graviditeten.
Det er endnu en grund til, at man skal være ekstra opmærksom på den
øgede eksponering af fostre, nyfødte og børn. Forsøg med gnavere har vist, at
eksponerede nyfødte kan få neurotoksiske skader. Det mistænkes, at dette også
gælder for mennesker, dog er undersøgelserne stadig for svage. Desuden er der
flere faktorer der gør, at man ikke direkte kan drage paralleller fra toksikologiske
studier i dyr til mennesker.
Vi antager, at de målte koncentrationer i mennesker ikke udgør en sundhedsmæssig
risiko her og nu. Da koncentrationen i mennesker og deres modermælk
ligger langt under de koncentrationer, hvor der er set skadelige effekter hos
gnavere. Der er grund til ekstra opmærksomhed med hensyn til moderkage- og
modermælksoverførsel, dels fordi eksponeringen er stor og dels fordi eksponeringen
sker til de sårbare.
Toksikologiske undersøgelser viser, at PBDE’ere har lav akut toksicitet. Der er
sammenhæng mellem optagelsen og bromeringsgraden. De lavere bromerede
optages lettere end de højere. Dog optager nyfødte mus decaBDE og derfor bør
denne sammenhæng belyses nærmere. Udskillelsen sker hovedsageligt med
galden, og er langsom for de lavere, men hurtig for de højere. Bioakkumuleringen
er højere for de lavere end de højere bromerede PBDE’ere. Til gengæld
er tilbageholdelsen stor for decaBDE i rotter. Dette gælder ikke i mennesker,
idet tilbageholdelsen for decaBDE er mindre end den for heptaBDE.
73

Især de lavere bromerede PBDE’ere har et toksisk potentiale til at give følgende
effekter: forstyrrelser af skjoldbruskkirtelhormonerne og østrogen, lever- og
nyreskader og enzyminduktion. Enzyminduktion kan føre til leverskader og
reduktion i skjoldbruskkirtelhormonerne. Desuden kan PBDE metaboliseres til
bioaktive metabolitter. Debromering kan føre til frit brom i lever og skjoldbruskkirtlen.
Frit brom er skadeligt i højere koncentrationer. De førnævnte toksiske
effekter ses i mindre grad med eksponering for de højere bromerede PBDE’ere.
Fosterskader og muligvis kræft ses især ved eksponering for høj dosis af de
højere bromerede PBDE’ere.
Toksiciteten bag PBDE er ufuldstændigt undersøgt. Der er mangelfuld viden og
få undersøgelser af mekanismerne bag: kræft, reproduktionsskader, neurotoksicitet,
hormonforstyrrelser med mere. Desuden er der i den anvendte litteratur en
begrænset gengivelse af detaljer i forsøgsopstillingen og derfor er det et meget
ringe og usikkert grundlag vores toksicitetskarakterisering er opstillet på. Dette
svage grundlag skyldes også, at toksiske data ofte er svært tilgængelige, og
endelig at dosis-respons sammenhængene som regel er meget komplekse og
utydelige.
PBDE er en stor heterogen gruppe, idet antallet og placeringen af bromatomer
spiller en afgørende rolle inden for toksicitet. Man kan ikke uden videre sammenligne
to undersøgelser med forskellige pentaBDE’ere. Derfor er det et
problem, at der i mange undersøgelser ikke anvendes rene stoffer (congener).
Hvis der er blot en lille urenhed, kan den påvirke resultatet. I nogle undersøgelser
anvendes der kommercielle PBDE’ere i forsøget på at gengive virkeligheden.
Den pulje der ligger i det abiotiske og biotiske miljø, og dermed er en del af
den aktuelle eksponering, stammer typisk fra ældre kommercielle blandinger.
Dermed kan den aktuelle eksponering have en anden og ukendt sammensætning,
74

i forhold til den der undersøges. Yderligere består den aktuelle eksponering ofte
af en sammenblanding af den kommercielle PBDE og delvist nedbrudte komponenter
samt andre strukturelt lignende stoffer. Den aktuelle eksponering er
således meget kompleks, dynamisk, uforudsigelig og fuld af interaktionsmuligheder.
Alt dette gør det vanskeligt at drage direkte paralleller mellem de forenklede
forsøg og virkeligheden, og derfor vil det være mest rimeligt og nødvendigt
at uddrage konklusioner direkte fra virkeligheden. Dette er dog samtidig totalt
urealistisk. Risikoen bør ses i en treenighed af fysisk-kemiske forhold, direkte
observationer i abiotisk og biotisk miljø og toksikologiske undersøgelser.
Spredning af PBDE sker gennem forskellige medier, hvor bioakkumulering og
biomagnificering kan være en af mekanismerne. Luftforurening er en anden.
Den stammer fra utallige diffuse kilder og fra enkelte punktkilder og er et vigtig
spredningsmedie til fjerntliggende egne. Luftforureningen kan via tør- eller
vådafsætning omdannes til jord- og vandforurening. Forurening i jorden kan
være bundet, således at den ikke er biotilgængelig. En mindre del optages af
levende organismer og kan derved ende i menneskets føde. Eksempelvis er der
fundet PBDE’ere i spinat, men i meget lave koncentrationer. Luftforureningen er
kritisk for mennesket, idet eksponeringen er direkte. Desuden er det sværere at
undgå forurenet luft end forurenet jord. Heldigvis bliver forureningen fortyndet i
luften, fordi luftmasserne udskiftes konstant, så koncentrationerne bliver ikke så
høje. Jordforurening er mere stationær. Den direkte lufteksponering sker ved
indånding af PBDE på partikelform. I arbejdsmiljøet er der set korrelation
mellem luftens partikelindhold og arbejdernes blodserumkoncentrationer. I de
særlige højt eksponerede arbejdssituationer bør der tages særlige forbehold og
igangsættes særlige foranstaltninger deriblandt øget udsugning og værn.
Undersøgelser viser, at partikelforurening, inklusiv PBDE, kan optages af
mennesker. Partikelforurening kan blive en sundhedsmæssig risiko, fordi en
75

kvindes akkumulering af PBDE kan videregives til hendes børn. Således
forventes koncentrationen af PBDE i værste fald at stige i mennesket i de
kommende generationer. Derfor bør oplysning om sikring af sundt indeklima
fremmes. Et sundere indeklima kan blandt andet opnås gennem hyppig
udluftning og forbedret indretning.
For de fleste mennesker vil den højeste eksponering ske gennem fødevarer, hvor
den største kilde er fisk. For gennemsnitsdanskeren er dette ikke aktuelt, da
fiskeindtagelsen er begrænset. Det samlede indtag af PBDE’ere gennem forskellige
fødevarer i Norden, ligger meget langt under den grænse, hvor det kan
udgøre nogen fare på nuværende tidspunkt. Der er korrelation mellem hyppig
fiskeindtagelse og koncentration af PBDE’ere i modermælk (Ohta et al., 2002).
Stigende mængder affald med bromerede flammehæmmere medfører stigende
mængder brom i affaldet. Ved forbrænding sker der således en større emission
af bromerede og klorerede dioxiner og furaner. Dioxinudslippet kan udgøre en
miljø- og sundhedsmæssig risiko, hvis ikke affaldet håndteres forsvarligt. I
Japan er bromerede dioxiner fundet i atmosfærisk nedfald, men dette er ikke set
i Europa. Affaldet kan også udgøre en risiko på lossepladser, hvor udsivning af
PBDE’ere kan være en kilde over lang tid. Der bør fokuseres på forsvarlig
håndtering af farligt affald, og dette bør især fremmes i U-lande. Langtidseffekterne
kan ellers få uoverskuelige konsekvenser.
Efter denne risikoanalyse vurderer vi, at PBDE’ere er risikofyldte.
76

6. Risikohåndtering
Risikohåndteringen er det sidste led i en risikovurdering. Forskellige aktører
bestemmer hvordan risikoen skal håndteres. Den kan enten fjernes, formindskes,
forebygges eller accepteres. Det kan gøres gennem forskellige tiltag: forbud,
udfasning, påbud, erstatning, produktudvikling, beskyttelse, vejledning, kontrol,
afgifter, klassificering, mærkning med mere.
6.1. Forsigtighedsprincip
Forsigtighedsprincippet siger, at man bør være villig til forebygge en mistænkt
risiko, hvis man mistænker, at en yderligere forsinkelse vil have alvorlige følger
for samfundet og miljøet samt være til belastning for kommende generationer.
Idéen med princippet er, at det skal tages i anvendelse inden et videnskabeligt
bevis eller dokumentation forelægger. Princippet er nævnt i Maastrichttraktaten
som et grundlæggende princip for udformningen af EU’s miljølovgivning, samt
i deklarationen fra FN’s miljøkonference i Rio de Janeiro. I Danmark er det
fremhævet som et væsentligt grundlag i regeringens Natur- og Miljøpolitiske
redegørelse fra 1995. Endelig siger deklarationen fra den 4. Nordsøministerkonference,
at inden for 25 år skal udledninger, emissioner og spild af miljøskadelige
stoffer ophøre (Grandjean, 1998).
Ulempen er princippets usikre form og definition samt alle de uafklarede spørgsmål:
hvad er en alvorlig effekt, hvad er optimal håndtering, hvordan opnås
data, hvor stor usikkerhed accepteres, hvad er sandsynligheden for fejl, hvem
betaler Fordelen ved princippet er, at man sikrer miljø og sundheden og at
bevisbyrden flyttes til den forureningsansvarlige.
77

Endnu er der langt til anvendelsen af forsigtighedsprincippet i større omfang.
Hovedparten af den nuværende kemikaliepolitik bygger på ”laden-stå-til” princippet,
der regner alt for uskadeligt indtil det modsatte er bevist. Kun nye stoffer
registreret efter 1981 kræves undersøgt for deres giftvirkninger. Det er mere
rimeligt med omvendt bevisbyrde, så stoffernes uskadelighed skal bevises som
forudsætning for at de slippes løs.
6.2. Alternativer
Bromerede flammehæmmere udgør kun ca. 15% af forbruget af flammehæmmere.
Der er derfor en lang række stoffer, som kan anvendes i stedet for
bromerede flammehæmmere (Lassen et al., 1999). Blandt de alternative stoffer
findes en række klorholdige produkter. Problemet med de klorholdige produkter
er, som ved alle halogenerede produkter, at der ved brand kan dannes giftige og
ætsende gasser. Nogle af de klorerede flammehæmmer har yderligere skadelige
effekter på miljø og sundhed (Miljøstyrelsen, 2001). I forbindelse med udvikling
af nye flammehæmmere vil det derfor være fornuftigt at satse på produkter uden
klor eller brom. De alternative flammehæmmere, uden brom eller klor, kan
inddeles i tre hovedgrupper: organiske fosforholdige-, kvælstofholdige- og
uorganiske flammehæmmere (Miljøstyrelsen, 2001).
Ved en vurdering af hvilke stoffer, der er de bedste alternativer, skal man udover
de miljø- og sundhedsmæssige effekter også tage højde for, at stoffet skal være
en effektiv flammehæmmer, det skal være teknisk muligt at benytte det, man
skal undersøge hvilke mængder af stoffet, der vil være nødvendige for at opnå
en effektiv flammehæmmende effekt og hvilke mængder der eventuelt frigives
78

under produktion og anvendelsen af produkterne (Miljøstyrelsen, 2001). Det kan
godt vise sig, at et stof, der ser lovende ud som erstatning, ikke er det alligevel,
fordi der skal bruges alt for store mængder, det er for dyrt, det damper for let ud
af produkterne eller andet. De alternative stoffer kræver derfor afprøvning, inden
de kan tages i brug. I nogle tilfælde er det også nødvendigt at ændre på
produktionsapparaterne, før de alternative produkter kan bruges.
Den ideelle flammehæmmer har følgende egenskaber: Ikke farlig under produktionen,
minimal frigivelse under brug af produktet, undertrykker dannelsen af
giftig røg ved brand, minimal human toksicitet under produktion og ved brug af
produkter, minimal miljømæssige toksicitet, minimal dannelse af farlige stoffer
ved forbrænding, genbrugelig, nedbrydelig og nedbrydes til ikke-skadelige stoffer.
For forbrugeren er det blandt andet vigtigt, at flammehæmmeren ikke frigives
til indendørsmiljøet, når produktet bruges, og at stoffet ikke har skadelige
effekter hos mennesker (Lassen et al., 1999).
De tilgængelige informationer tyder på, at organofosfor stofferne kan frigives
fra produkterne. Det er ikke sikkert, at udledningen har effekt på mennesker,
men det er noget, man bør være opmærksom på (Lassen et al., 1999). Nogle
halogenfrie produkter markedsføres derfor som ”fri for halogenerede og organofosforholdige
flammehæmmere”. De uorganiske flammehæmmere er bundet i
plastikken og frigives ikke. Ulempen ved de uorganiske stoffer er til gengæld, at
de ikke er så effektive, og at der skal bruges store mængder for at opnå en
flammehæmmende effekt (Lassen et al., 1999).
Den bedste målestok for, om alternativerne umiddelbart kan anvendes, er om der
findes produkter på markedet, hvor alternativerne er anvendt (Miljøstyrelsen,
2001). For alle plastmaterialer er der i dag produkter på markedet uden
79

PBDE’ere. Prisen er i de fleste tilfælde højere, og der skal i nogle tilfælde
bruges større mængder flammehæmmere, end hvis der var brugt PBDE’ere
(Miljøstyrelsen, 2001). Erstatning vil primært ske, hvor de alternative stoffer er
tilgængelige til samme pris eller i anvendelser, hvor krav om halogenfrie
slutprodukter har tvunget producenterne til at skifte de bromerede flammehæmmere
ud – en praksis der er fremmet af mærkning og tests i forbrugermagasiner
(Lassen et al., 1999).
Erstatningen af bromerede flammehæmmere kan ske på tre niveauer: Den bromerede
flammehæmmer kan erstattes af en anden flammehæmmer uden at
ændre på plastikmaterialet. Plastikmaterialet med den bromerede flammehæmmer
kan erstattes af et andet plastikmateriale. Slutproduktet kan erstattes af et
andet produkt, eller den flammehæmmende virkning kan opnås ved en anden
løsning for eksempel ved afskærmning af de dele, der bliver varme (Lassen et
al., 1999).
Miljøstyrelsen (Stuer-Lauridsen et al., 2000) har indsamlet information om 12
kemiske alternativer til bromerede flammehæmmere. De 12 alternative stoffer
er: Organiske fosforholdige: trifenylfosfat, tricresylfosfat, resorcinol
bis(difenylfosfat) og fosfonsyre (dimethyl ester). Uorganisk: aluminiumtrihydroxid,
magnesiumhydroxid, ammoniumpolyfosfat, rød fosfor, zinkborat,
antimontrioxid og quinidinkarbonat. Kvælstofholdig: melamin.
Der er indsamlet information om stoffernes fysisk-kemiske, sundheds- og miljømæssige
egenskaber fra oversigtslitteratur, håndbøger og databaser. Miljøstyrelsen
har mest søgt informationer om toksicitet. Der findes ingen information
om pris og kun få oplysninger om muligheder for anvendelse i rapporten. Miljøstyrelsens
rapport siger altså ikke noget om, hvilke af de alternative stoffer der
80

vil være bedre end bromerede flammehæmmere til en bestemt anvendelse.
Effekterne er klassificeret ud fra den koncentration, der giver en effekt: Meget
toksisk: < 1 mg l -1 , toksisk: 1-10 mg l -1 , skadelig: 10-100 mg l -1 . Bioakkumuleringen
vurderes ved at bruge biokoncentrationsfaktoren (BCF). Hvis BCF overstiger
100, anses bioakkumuleringen for at være høj (Stuer-Lauridsen et al.,
2000).
Resultat af miljøstyrelsens informationssøgning:
Trifenylfosfat (TPP): Har en relativt lav indvirkning på helbredet hos mennesker,
men kan i sjældne tilfælde medføre overfølsomhed og betændelse. TPP er
neurotoksisk hos forsøgsdyr, men undersøgelserne tyder ikke på, at det er
tilfældet for mennesker. TPP er meget toksisk for alger, fisk og nogle krebsdyr.
Bioakkumuleringen er høj. TPP kan nedbrydes biologisk under aerobe forhold.
Tricresylfosfat: Er toksisk ved optagelse gennem huden. Der er ingen resultater
der tyder på mutagene eller kræftfremkaldende effekter. Tricresylfosfat kan
medføre effekter på reproduktionen. Stoffet er meget toksisk for fisk og toksisk
for alger og krebsdyr. Tricresylfosfat bioakkumuleres, idet BCF ligger mellem
165-281. Under aerobe forhold kan stoffet nedbrydes biologisk med halveringstid
på nogle dage.
Resorcinol bis(difenylfosfat): Der mangler data, men de undersøgelser der har
været, tyder ikke på skader på reproduktion, fertilitet eller fosterskader, hvis
stoffet gives i føden.
81

Fosfonsyre (dimethyl ester): Der mangler data. En undersøgelse peger på
potentielle akutte skadelige effekter ved oralindtagelse for eksempel inhibering
af forskellige enzymer. Stoffet er toksisk til meget toksisk for fisk.
Aluminiumtrihydroxid: Aluminiums mulige indvirkninger på centralnervesystemet,
for eksempel udvikling af Alzheims syndrom, diskuteres stadig. Stoffer
med aluminium kan føre til lungeskader, øjen- og luftvejsirritation. Aluminiumtrihydroxid
kan splittes og give en fri aluminium-ion. Aluminiumtrihydroxid er
ikke toksisk for fisk, krebsdyr og bakterier, men aluminium-ionen er meget
toksisk for fisk og toksisk for krebsdyr.
Magnesiumhydroxid: Magnesium er et essentielt element for mange organismer.
Der mangler data om helbredseffekter, men da stoffet bruges som tilsætningsstof
i mad, kan man formentlig antage, at det er relativt uskadeligt i små mængder.
Magnesium er skadelig for krebsdyr.
Ammoniumpolyfosfat: Der mangler data for helbredseffekter. Stoffet kan være
skadeligt for krebsdyr.
Rød fosfor: Rød fosfor er ofte forurenet med hvid og gul fosfor. Rød fosfor ser
ud til at være den mindst skadelige, men der mangler data. Gul fosfor er meget
toksisk for alger og fisk. Rød fosfor er klassificeret som meget brændbart og kan
eksplodere, hvis det udsættes for varme eller en kemiske reaktion med oxiderende
stoffer. Store mængder antændes spontant. Det reagerer med ilt og vanddamp
og danner det toksiske fosfin.
82

Zinkborat: Zink er et essentielt element for mange organismer, men er meget
toksisk for krebsdyr. Andre mulige effekter af zinkborat er: fosterskader, øjen-,
hud- og svælgirritationer.
Melamin: Der mangler data, men de tilgængelige undersøgelser tyder ikke på
forårsagelse af hverken kræft, mutationer eller irritation. Hos dyr er det set, at
der er risiko for at danne nyresten. Det er endvidere muligt, at der er risiko for
betændelse hos arbejdere der arbejder med melamin. De fleste studier har vist en
lav akvatisk toksicitet, men ét studie har vist at melamin er skadeligt for krebsdyr.
Bioakkumuleringen er lav ved naturlig pH. Stoffet er persistent, både aerobt
og anaerobt.
Antimontrioxid: Er i EU klassificeret som ”sundhedsskadelig (Xn)” og skal
mærkes med risikosætningen ”mulighed for varig skade på helbred” (R40) på
grund af sandsynlig kræftfremkaldende effekt. Undersøgelser tyder på, at antimontrioxid
medfører betændelse, påvirker hunners reproduktion og er fosterskadeligt.
Stoffet er skadeligt til meget toksisk for alger. For krebsdyr og fisk er
stoffet ikke skadeligt.
Quinidinkarbonat: Der findes næsten ingen data. Stoffet kan være skadeligt for
krebsdyr.
Miljøstyrelsens rapport viser, at der mangler data for mange af stofferne og
deres effekter på miljø og mennesker, især mangler der data om stoffernes
nedbrydning i miljøet. De fleste af de undersøgte alternative stoffer har uheldige
miljø- og sundhedsmæssige effekter. Konklusionen er, at der er behov for yderligere
forskning inden for de uhalogenerede flammehæmmere.
83

Den øgede opmærksomhed om bromerede flammehæmmere vil resultere i reguleringer
af brugen inden for en overskuelig fremtid. Miljøstyrelsen vurderer
derfor, at en dansk indsats med hensyn til udfasning af de bromerede flammehæmmere
og udvikling af alternativer vil give danske virksomheder en konkurrencefordel
(Miljøstyrelsen, 2001). I 2000 blev der igangsat en række projekter
under prioriteringsplanen fra ”Miljørådet for renere produkter”, med det formål
at udvikle og formidle viden om alternative flammehæmmere (Miljøstyrelsen,
2001).
Når anvendelsen af PBDE’ere afvikles, vil efterspørgslen på alternativer stige.
Det vil give producenterne af alternativer stordriftsfordele, hvorved omkostningerne
pr produceret enhed vil falde (Miljøstyrelsen, 2001). Miljøstyrelsen vurderer
derfor, at prisen for de alternative produkter på sigt vil nå ned på det
nuværende prisniveau for bromerede flammehæmmere (Miljøstyrelsen, 2001).
Inden prisen for alternativerne falder, vil de produkter, der indeholder alternativer
være lidt dyrere. Da det kun er en lille mængde flammehæmmere, der
bliver tilsat vurderes det at være en ubetydelig merpris (Miljøstyrelsen, 2001). I
den periode hvor alternativerne er dyrere, kan producenterne miste markedsandele,
men på længere sigt vil det være en fordel, at være på forkant med
reguleringstiltagene. Nogle varetyper kan bære en merpris, eller opnå en større
del af markedet, fordi de miljø- og sundhedsmæssige fordele er store ved bromfrie
produkter (Miljøstyrelsen, 2001). En grøn indkøbspolitik i offentlige virksomheder
og oplysninger til forbrugerne om miljømærkning vil øge efterspørgslen
på produkter uden bromerede flammehæmmere.
Blandt de alternative flammehæmmere udgør aluminium hydroxid hovedparten
af markedet. Magnesiumhydroxid er også en effektiv flammehæmmer, men
prisen er 2-3 gange højere end for aluminiumhydroxid, og der skal bruges store
84

mængder for at opnå en flammehæmmende effekt (anonym, 2000). De store
mængder, og den relativt høje pris, har begrænset brugen, og der har kun været
en lille produktion. Den voksende interesse for flammehæmmere uden brom og
med lille røgudvikling har åbnet nye muligheder for magnesium hydroxid, især
som flammehæmmer i plastik, hvor der kræves ekstra temperaturstabilitet for
eksempel i polypropylen og polyamid (anonym, 2000). Producenterne udvikler
nye teknologier og øger produktionskapaciteten, så de kan levere effektive
produkter til en lavere pris. Således forventes polypropylen med magnesium
hydroxid at kunne erstatte plastiktypen PVC (anonym, 2000).
Når først industrien har fået øjnene op for det nye marked, er der mulighed, for
at der bliver udviklet nye alternativer. Industrien udvikler også nye bromerede
flammehæmmere, der er mere miljøvenlige end de gamle. Firmaet Dead Sea
Bromine Group har udviklet den bromerede flammehæmmer FR-1808 (bromeret
trimethylfenyl indan) som et miljøvenligt produkt til det europæiske marked
(anonym, 2000). FR-1808 har et højt indhold af brom, og er meget temperaturstabilt.
Industrien siger, at der ikke er risiko for dannelse af dioxiner og dibenzofuraner,
og at stoffet er i overensstemmelse med den tyske dioxinforordning
(anonym, 2001). Toksikologiske og miljømæssige undersøgelser har endvidere
vist, at FR-1808 ikke udgør nogen risiko for sundhed eller miljø (anonym,
2001). Det høje indhold af brom vækker alligevel bekymring, og de nye stoffer
bør undersøges nærmere, inden de erstatter de gamle flammehæmmere.
85

6.3. Interessefelt
I dette afsnit vil vi beskæftige os med de organisationer, institutioner og virksomheder,
der sætter deres præg på, hvordan vores brug af bromerede flammehæmmere
udvikler sig. Hvad er deres interesser i disse kemikalier, hvad er
deres baggrund, altså på hvilket grundlag udtaler de sig. For at favne denne
mængde af information, har vi valgt at bruge antropologen Pierre Bourdieu’s
begreber. Vi vil bruge begreberne til at danne et overblik over de involverede
parter og deres aktiviteter. Her vil det være på sin plads at præsentere de
vigtigste af de begreber, vi bruger i vores analyse.
Aktørerne er de forskellige parter, der er involveret i det aktuelle emne. De
enkelte aktører vil blive præsenteret senere.
Et felt er et socialt område, hvor der i en reelt eksisterende struktur foregår en
kamp om ressourcer og magt. Et moderne samfund kan ifølge Bourdieu opdeles
i en række felter. Det vil sige en række afgrænsede og relativt selvstændige
områder, som består af netværk eller mønstre af objektivt eller virkeligt eksisterende
relationer mellem flere positioner. Feltet defineres af det, der kæmpes om.
Det kan være penge, politisk magt, jord, ære, uddannelse, kulturelstatus og så
videre. Eksempler på felter kan være uddannelsessystemet, det politiske system
eller kulturlivet (Høiris, 1993).
Bourdieu bruger spilmetaforer for det, der foregår i magtkampene i felterne. I et
spil gælder det om at vinde. Der er regler for spillet, og deltagelse kræver kompetence
og kapital. For at deltage kvalificeret – eller for at vinde frem i et felts
magtspil – kræves to ting: at man er en dygtig spiller og at man har nogle ressourcer
at sætte ind (Høiris, 1993).
86

For at holde fast ved spilmetaforen, kunne vi kalde vores felt ”Kampen om de
bromerede flammehæmmere”. Vi har valgt at tage udgangspunkt i den danske
arena. Det er ikke alle aktørerne, der spiller en lige tydelig rolle, og flere af
aktørerne spiller sammen eller videre på andres indlæg. Flere af aktørerne hører
hjemme uden for Danmark, som ellers er vores fokus, men eftersom de danske
aktører henter en del af deres kapital uden for landets grænser, bliver disse
udenlandske aktører også en del af spillet. Vi vil herefter præsentere de vigtigste
aktører i denne sammenhæng.
6.3.1. WHO
Verdens sundhedsorganisation (WHO), som er FN’s afdeling for sundhed, blev
etableret i 1948. WHO’s mål er at opnå den højest mulige sundhed for alle
mennesker, hvor sundhed defineres som ”... a complete physical, mental and
social well-being and not merely the absence of disease or infirmity.” (WHO,
2002).
Med Gro Harlem Brundtlands tiltrædelse som generalsekretær i 1998 sætter
WHO fokus på disse fire strategiske retningslinier:
1. Reducere overdødelighed, oversygelighed og inkompetence, specielt blandt
fattige og marginale befolkninger.
2. Promovere sund livsstil og reducere risikofaktorer forårsaget af miljømæssige,
økonomiske, sociale og handlingsorienterede årsager.
3. Udvikle sundhedssystemer, der ligeligt forbedrer sundhedstilstanden i forhold
til befolkningens retslige behov, som er økonomisk rimelige.
87

4. Sætte rammerne for en myndighedspolitik, skabe et institutionelt miljø for
sundhedssektoren og promovere en effektiv sundhedsmæssig dimension til
social, økonomisk, miljømæssig og udviklingsmæssig politik
(WHO, 2002a).
I udførelsen af WHO’s aktiviteter, er hovedvægten på følgende seks funktioner:
1. Formulerer en ensartet etisk, vidnebaseret politik og etablerer støttepositioner.
2. Håndtere informationer ved at vurdere strømninger og sammenligne resultater,
opstille dagsordnen for forskningen samt stimulere forskning og udvikling.
3. Igangsætte forandringer gennem teknisk og politisk støtte på måder, der
stimulerer samarbejde og handling, og som hjælper til at opbygge bæredygtige
nationale og indenlandske kapaciteter.
4. Forhandle og opretholde nationale og globale samarbejdsaftaler.
5. Fastsætte, efterprøve, overvåge og opfølge en passende implementering af
normer og standarder.
6. Stimulere udvikling og afprøvning af ny teknologi, redskaber og rettesnore
for sygdomskontrol, risikoreduktion, sygeplejestyring og serviceydelser
(WHO, 2002a).
Under WHO er det The International Programme on Chemical Safety (IPCS) og
Programme for the Promotion of Chemical Safety (PCS), der mere direkte har
med de bromerede flammehæmmere at gøre. IPCS’s to hovedopgaver er dels at
etablerer en videnskabelig miljø- og sundhedsrisikovurdering som basis for
sikker brug af kemikalier. Dels at styrke nationale evner for sikker kemikaliehåndtering
(IPCS, 2002).
IPCS’s aktiviteter dækker evaluering af kemikalierisici for mennesker og miljø,
udvikling og vurdering af metoder til risikovurdering, opbyggelse af viden om
88

kriseberedskab ved kemikalieulykker og løbende monitorering af opstående
kemikaliesikkerhedsemner (IPCS, 2002a).
WHO er nok den største spiller med sine 192 medlemslande. For eksempel er
arbejdet med at sætte standarder for accepteret daglig indtagelse meget vigtig,
når man vil diskutere, hvor stort et forbrug af et kemikalie, man kan tillade sig at
bruge. WHO’s overordnede interesse i bromerede flammehæmmere, ser vi i de
strategiske retningslinier ovenfor i form af reduktion af menneskeskabte risikofaktorer.
Mere specifikt kommer dette til udtryk ved IPCS’s arbejde med at
vurdere risici ved kemikalieeksponering for både mennesker og miljø. WHO’s
kapital ligger i tiltroen og tilslutningen fra de mange medlemslande, og de
mange standarder WHO udarbejder.
6.3.2. OECD
OECD (Organization for Economic Co-operation and Development) har tredive
medlemslande, som er gået sammen for at fremme demokratisk styre og
markedsøkonomi. OECD samarbejder med halvfjerds andre lande, NGO’er
(Non Governmental Organisation) og andre civile organisationer. OECD er nok
bedst kendt for sine publikationer og statistik, som for eksempel OECD’s årsrapport,
der altid giver anledning til at diskutere de anbefalinger, den danske
regering modtager (OECD, 2002). I miljøstyrelsens handlingsplan for bromerede
flammehæmmere står der, at OECD har spillet en aktiv rolle i forbindelse
med bromerede flammehæmmere. Det ses i det initiativ, OECD i 1994 tog til at
lave en frivillig aftale med industrien. Aftalen gik ud på ikke at indføre nye
bromerede flammehæmmere af typen PBDE og at stoppe produktionen af
PBB’ere med undtagelse af deca-BB (Miljøstyrelsen, 2001).
89

OECD’s interesser er, som beskrevet ovenfor, at sikre og styrke demokrati og
frie markedskræfter. Den måde hvorved OECD ønsker en reduktion, af for
eksempel bromerede flammehæmmere, skal ske ved at give industrien tid til at
udvikle sig til de nye vilkår. OECD’s kapital ligger i, at de har indblik i det
kapitalistiske demokrati, og derfor ses som værende i besiddelse af en ekspertise
i, hvordan man bør agere i verdenen, hvis det ikke skal skade de frie markedskræfter
og i sidste ende egen økonomi.
6.3.3 EU
Det EU, som vi kender i dag, var i begyndelsen mest et frihandelsfællesskab. I
dag er der mange andre områder, end de direkte handelsmæssige, der påvirker
handlen, så EU’s målsætninger er noget bredere formuleret, her i 4 punkter:
1. Indføre unionsborgerskab med grundlæggende rettigheder, fri bevægelighed,
borgerrettigheder og politiske rettigheder.
2. Sikre frihed, sikkerhed og retfærdighed gennem samarbejde inden for retlige
og indre anliggender.
3. Fremme økonomiske og sociale fremskridt gennem det indre marked, Euroen,
den fælles valuta, jobskabelse, regionaludvikling og miljøbeskyttelse.
4. Styrke Europas rolle i verden ved fælles udenrigs- og sikkerhedspolitik, og
derved synliggøre Den Europæiske Union i verden
(EU, 2002).
Kemikalieområdet er, inden for EU, total harmoniseret, hvilket vil sige, at de
enkelte medlemsstater ikke kan gøre meget andet i deres kemikalieregulering,
end det medlemsstaterne er blevet enige om på EU plan. Der har hidtil ikke
90

været nogen regler, der begrænser brugen af bromerede flammehæmmere på
EU-niveau. Men på elektronikområdet er man nået til enighed mellem EU-Rådet
og EU-Parlamentet om RoHS direktivet, hvilket medfører at udfasning af farlige
stoffer i elektronikskrot som blandt andet omfatter PBDE’ere og PBB’ere (EU,
2002a). Tillige er EU i gang med en risikovurdering af kemikalierne på EUmarkedet,
hvilket indtil videre har forbudt pentaBDE fra juli 2003
(Miljøstyrelsen, 2002). Det lader også til, at octaBDE skal udfases, mens
decaBDE’s skæbne skal afgøres inden sommeren 2003 (Det Økologiske Råd,
2002). Endelig er Kemikalielovgivningen i EU blevet vurderet, og Kommissionen
har fremlagt en hvidbog for en ny kemikaliepolitik, hvor industrien i
højere grad skal forsyne myndighederne med oplysninger om de nye kemikalier,
de ønsker at anvende. Dette vil flytte noget af byrden ved risikovurderingen væk
fra de offentlige midler (EU Kommissionen, 2001).
I brugen af miljømærket Blomsten giver EU nogle retningsliner for blandt andet
hvilket indhold af bromerede flammehæmmere, der kan betragtes som acceptabelt
i en række produkter. EU’s grønne interesse skal nok også ses som en
imagepleje. Det vil sige, at EU ikke blot er et handelssamarbejde, men også en
sammenslutning, der tager vare om borgerne og deres ve og vel.
EU’s interesser for bromerede flammehæmmere falder ind under punkterne 2 og
3 fra EU’s fire målsætningspunkter. Punkt 2 omfatter garanti for sikkerhed og
punkt 3 omfatter miljøbeskyttelse. EU’s kapital er ganske væsentlig, netop fordi
hele reguleringen af kemikalierne i Danmark afstikkes i EU. Hvilket medfører at
EU sidder med magten til at afgøre hvilke flammehæmmere, vi kan bruge i
Danmark.
91

6.3.4. Nordisk Råd
Nordisk Råd dannedes i 1952 og varetager det officielle nordiske samarbejde
mellem 5 lande, Danmark, Finland, Island, Norge og Sverige samt 3 selvstyrende
områder Færøerne, Grønland, og Åland. Nordisk Ministerråd dannedes i
1971, og er de nordiske regeringers samarbejdsorgan. Her mødes de nordiske
ministre, inden for deres respektive områder, et par gange om året. Udenrigs- og
forsvarsministrene står uden for Nordisk Ministerråd. Både Nordisk Råd og
Nordisk Ministerråd har et sekretariat med fagfolk ansat inden for de respektive
områder. Nordisk Råd genererer således en fælles nordisk viden inden for en
lang række områder. Siden 1985 har Svanen været de to nordiske råds logo, som
også går igen på det nordiske miljømærke ”svanemærket”. Svanemærket sætter
en række miljøkrav til forskellige forbrugsvarer og serviceydelser som elektronikprodukter,
rengøringsmidler og hoteller. Den store undtagelse er fødevarer,
drikkevarer og medicin (Nordisk Råd, 2002). I Danmark er det Miljømærkesekretariatet,
der står for administrationen af miljømærket Svanen, så yderligere
information om svanemærket findes under denne aktør.
Nordisk Råd og Nordisk Ministerråds interesser og kapital består i at styrke
rådets medlemslande og stater gennem den fælles viden og ekspertise, sekretariaterne
opbygger. Desuden er en udmelding fra et enigt fællesskab et stærkere
udspil end fra de enkelte lande hver for sig.
92

6.3.5. Miljøstyrelsen
Miljøstyrelsens hører under Miljøministeriet og administrerer såvel miljøbeskyttelsesloven
som kemikalieloven. Miljøstyrelsen har igangsat en række undersøgelser
af brugen og toksiciteten af bromerede flammehæmmere i Danmark. I
marts 2001 udgav Miljøstyrelsen en handlingsplan for bromerede flammehæmmere,
hvor de offentliggør deres ønsker om at begrænse og udfase de bromerede
flammehæmmere (Miljøstyrelsen, 2001).
Miljøstyrelsens interesser er, som myndighed, at begrænse udledningen af
skadelige stoffer til miljøet samt at undersøge, hvad der er skadeligt og hvordan.
Miljøstyrelsens kapital består således i at håndhæve miljøbeskyttelsesloven, og
miljøstyrelsen kan som sådan ændre på, hvad der må bruges af flammehæmmere
i Danmark. Tidligere er igangsat en række projekter, som er en del af fundamentet
for handlingsplanen for bromerede flammehæmmere. Her kan nævnes
elektronikpanelet, som er et panel nedsat af Miljøstyrelsen. Deres formål er at
finde måder at reducere elektronikkens belastning af miljøet. Elektronikpanelet
konkluderer blandt andet, at der er behov for et større fokus på de bromerede
flammehæmmere (Elektronikpanelet, 2000). Elektronikpanelet arbejder fortsat
på at finde og gennemføre aktiviteter, der kan aflaste elektronikkens miljøbelastning
med Handlingsplan 2003-2006 (Elektronikpanelet, 2003).
Miljømærkesekretariatet og Miljømærkenævnet er de danske instanser, der
administrerer miljømærkerne Svanen (Nordisk Råd) og Blomsten (EU). Arbejdet
sker i samarbejde med andre nævn og sekretariater i Norden og i EU. Kravene
til en miljømærket vare er, at den bliver vurderet fra tilblivelse til bortskaffelse
som affald. Varen skal yderligere være blandt de mindst miljøbelastende
indenfor sin produktgruppe. Vurderingen skal ske på baggrund af en livscyklus-
93

vurdering, og vurderingen skal være garanteret på baggrund af en uvildig
kontrol. Sekretariatet står for den daglige administration. Det vil sige, at de
behandler ansøgninger om at få varen miljømærket og kontrollerer, at reglerne
for anvendelsen af mærket overholdes. Miljømærket er frivilligt, men der
kræves et gebyr for at få og bruge mærket (Miljømærkesekretariat, 2002).
Miljømærkerne opsætter kriterier for ”gode” miljøstandarder. De forskellige
mærkeordninger stiller en række krav til produkterne, som gerne skulle tilskynde
producenterne til at lave bedre produkter, set ud fra et miljømæssigt
perspektiv. Et af kravene for at en bærbar pc kan få EU’s miljømærke Blomsten,
er således, at plastkomponenter over 25 g ikke må indeholde en række flammehæmmere,
hvoraf de fleste er bromerede (De Europæiske Fællesskabers
Tidende, 2001). Miljømærkesekretariatet administrerer og tilpasser således
andre aktørers interesser og kapital til den danske scene. Sekretariatet spiller en
aktiv rolle i formidlingen af mærkerne og deres kriterier til den danske
befolkning.
6.3.6. NGO’ere
Vi er stødt på en række NGO’ere og deres kampagner om bromerede flammehæmmere
og EU’s kemikalieregulering. Her er dem, vi vurderer har størst
betydning på den danske arena.
Det Økologiske Råd arbejder for en økologisk bæredygtig udvikling med social
retfærdighed og menneskelig trivsel. Rådet gennemfører oplysningsarbejde,
dokumentation og debat indenfor højt prioriterede miljøområder. De udarbejder
redegørelser og indstillinger til brug for det folkeoplysende arbejde, for medi-
94

erne og for beslutningstagerne i politik og administration. Rådet gennemfører
dette arbejde uafhængigt af økonomiske, organisatoriske og partipolitiske
bindinger (Det Økologiske Råd, 2002). Af kampagner fra Det Økologiske Råd,
som har relevans for denne opgave, kan nævnes en nuværende kampagne om de
bromerede flammehæmmere. Kampagnen består af en temahjemmeside samt en
folder, der kan hentes fra temahjemmesiden. Folderen findes også i en papir
udgave (Det Økologiske Råd, 2002a). Desuden findes en tidligere kampagne om
EU’s kemikalielovgivning, hvor PBDE’ere bliver brugt som et eksempel på
farlige kemikalier, der endnu ikke reguleret på EU-plan (Det Økologiske Råd,
2002b).
Grøn information er et uafhængigt informationscenter om miljø og forbrug.
Centrets formål er at øge forbrugernes viden og handlemuligheder for at deltage
i løsningen af globale, nationale og lokale miljøproblemer. Grøn information er
stiftet af en række organisationer, som også er præsenteret i bestyrelsen.
Organisationerne er: Danmarks Naturfredningsforening, Dansk Folkeoplysnings
Samråd, Dansk Ungdoms Fællesråd, Forbrugerrådet og Friluftsrådet (Grøn
information, 2002). Grøn information har ligeledes en temahjemmeside om
bromerede flammehæmmere (Grøn information, 2002a). Temahjemmesiden
samler op på Miljøstyrelsens udmeldinger. Grøn information har sammen med
Det Økologiske Råd og Danmarks Naturfredningsforening udfærdiget et brev til
producenter, importører og forhandlere. Brevet informerer om den bekymring,
de bromerede flammehæmmere vækker, efter at man er begyndt at undersøge
deres tilstedeværelse og toksicitet. Brevet afsluttes med en opfordring til at
melde tilbage, hvordan forbruget er på det danske marked, og om ikke at
begynde import af nye varer indeholdende bromerede flammehæmmere (Grøn
information, 2002b). Ud fra producenterne, importørerne og forhandlernes svar
på dette brev har de tre NGO’ere lavet en 0-liste over varer uden bromerede
95

flammehæmmere (Grøn information, 2002c). Listen dækker følgende varegrupper:
TV, radio, computerudstyr, hårde hvidevarer, kopimaskiner, legetøj
(bamser og elektroniske spil m.m.), dyner og biler.
Danmarks Naturfredningsforening blev dannet i 1911 ud fra ønsket om at sikre
borgerne adgang til naturen, og for at sikre at naturen bliver bevaret for
eftertiden (Danmarks Naturfredningsforening, 2002). Når talen falder på kemikalier,
kommer Danmarks Naturfredningsforening med fem punkter, hvor de
mener, at man bør gribe ind:
1. En ny kemikaliestrategi skal sikre os mulighed for at sætte ind med for
eksempel anvendelsesforbud alene på baggrund af vores viden eller begrundede
mistanke om stoffernes farlighed.
2. Der bør udarbejdes én fælles EU-liste over alle stoffer med egenskaber, som
på en eller flere måder er farlige for miljøet og sundheden.
3. Det må være producenten, eller den, der ønsker at markedsføre et kemisk stof,
som skal bevise, at stoffet er ufarligt, det vil sige, det kan markedsføres uden
fare for miljøet og sundheden.
4. Stoffer, som der ikke ligger oplysninger på inden udgangen af 2005, bør ikke
længere kunne markedsføres.
5. Alle almindelige forbrugsvarer og produkter bør advarselsmærkes, hvis de
indeholder farlige stoffer.
(Danmarks Naturfredningsforening, 2002a).
Danmarks Naturfredningsforening er en af NGO’erne bag den europæiske
Chemical Awareness kampagne, hvor de sammen med Det Økologiske Råd,
Forbrugerrådet, den europæiske forbrugerorganisation BEUC, den Svenske
Naturfrednings Forening (SNF) og det europæiske miljøkontor (BBE) arbejder
for at ændre den europæiske kemikaliepolitik mod en bedre kontrol med
96

skadelige kemikalier, og for at give forsigtighedsprincippet en større rolle i EUlovgivningen
(Chemical Awareness, 2002).
Forbrugerrådet startede i 1947 som Danske Husmødres Forbrugerråd og skiftede
navn til det nuværende i 60’erne. I dag består rådet af 26 landsdækkende organisationer
og syv lokale forbrugergrupper. Forbrugerrådet ønsker at optræde som
forbrugernes vagthund, der skal være med til at sikre forbrugerne et gennemskueligt
og velfungerende marked, hvor forbrugeren kan få varer af god kvalitet
uden at skade miljøet. Samtidigt ønsker forbrugerrådet at oplyse forbrugerne, så
de selv kan blive bedre til at vælge de bedste produkter gennem for eksempel
Tænk+Test, som er Danmarks førende forbrugerblad udgivet af forbrugerrådet
(Forbrugerrådet, 2002).
NGO’ernes interesser er at begrænse brugen af kemikalier til fordel for miljøet
ved hjælp af forsigtighedsprincippet. NGO’ernes vigtigste kapital er deres
mange medlemmer, som gør dem til væsentlige stemmer at lytte til for de politiske
beslutningstagere. NGO’ernes uafhængighed gør, at de kan handle hurtigt i
den aktuelle miljødebat.
6.3.7. EFRA
EFRA (The European Flame Retardants Association) er brancheforeningen for
europæiske producenter af flammehæmmere. På EFRA’s hjemmeside forklares
formålet med brugen af flammehæmmere, og her præsenteres de forskellige
typer, herunder også PBDE’ere. Desuden henvises der til kemiindustriens miljøog
sundhedsrelaterede hjemmesider (EFRA, 2003). EFRA’s formålsbeskrivelse
falder i fem punkter:
97

1. Forbedring og promovering af brandsikkerhed gennem fornuftig brug af
flammehæmmende tilsætningsstoffer i byggematerialer, plastik, tøj og andre
relevante materialer.
2. At være forbindelsen mellem industrien og EU og andre relevante autoriteter
og organisationer.
3. Repræsentere industriens synspunkter over for forbrugerorganisationer og
andre interessegrupper.
4. Igangsætte miljømæssige og toksikologiske programmer og samarbejde med
testinstitutioner og testlaboratorier.
5. Promovere samarbejde og gensidig hjælp mellem foreningens medlemmer i
teknisk og juridisk øjemed.
(EFRA, 2003).
EFRA’s interesser går således på at udbrede oplysninger og årsagerne til brugen
af flammehæmmende tilsætningsstoffer, og sikre at der forsat er penge at tjene
som flammehæmmerproducent. EFRA’s kapital er deres viden om de produkter,
de har på markedet, og den indflydelse de kan få hos EU og andre myndigheder
gennem denne viden.
6.3.8. Producenter
De her omtalte producenter er ikke producenter af bromerede flammehæmmere,
men producenter der bruger, eller har brugt, bromerede flammehæmmere i deres
produktion. Til belysning af producenternes handlinger i forhold til de bromerede
flammehæmmere, har vi lavet 3 interviews 2 pr e-mail og et pr telefon. Se
appendiks 3.
98

Grundigs udfasning af bromerede flammehæmmere startede for ca. femten år
siden. De startede med de største komponenter, som kabinetter, og i løbet af fem
år var de bromerede flammehæmmerne helt udfaset fra dem. Udfasningen er
opnået ved konstruktionsændringer og skift til alternativer. Grundig har således
været tidligt ude med udfasning af bromerede flammehæmmere.
B&O startede deres udfasning af alle bromerede flammehæmmere i starten af
halvfemserne og bruger i dag kun TBBPA i printkort. De står til at skulle
udfases, når der er et passende alternativ. Udfasningen er sket ved konstruktionsændringer
og skift til fosfatbaserede flammehæmmere.
IKEA’s udfasning af bromerede flammehæmmere startede for ca. fire år siden.
Udfasningen er sket ved skift til klorforbindelser og systemer med fosforkvælstofforbindelser
i forbindelse med en mere synlig miljøprofil.
Ingen af de adspurgte producenter har haft væsentlige prisstigning, der kan siges
at stamme fra deres udfasningsprogrammer, og de følger alle tre med i udviklingen
på området. Henvendelser fra bekymrede forbrugere ligger på få om
måneden, så forbrugerne alene har næppe været katalysator for udfasningsprogrammerne.
Producenternes interesse i at udskifte de bromerede flammehæmmere
må antages at hænge sammen med et ønske om at fremstå som ansvarlige
aktører, samtidigt med at det sker på et økonomisk acceptabelt grundlag. Denne
grønne og ansvarlige profil er, sammen med en økonomisk formåen, ligeledes
producenternes kapital.
99

6.3.9. Forskere
Det er måske ikke helt korrekt at angive forskere som aktører, da de ofte ikke er
selvstændige, men arbejder for andre aktører eller for andre ikke så direkte
involverede parter. Det vil føre for vidt at forsøge at opremse alle parter der,
mere eller mindre perifert, har noget med de bromerede flammehæmmere at
gøre. Forskere, hvis udgivelser ikke er formidlet af de ovennævnte parter, vil her
bliver betragtet som en stor homogen gruppe af uafhængige aktører med ensartede
interesser og kapital. Den typiske forsker inden for PBDE-forskning
kommer fra Sverige og udgiver sine artikler i blandt andet tidsskriftet Chemosphere.
Her giver de til kende, at der grund til bekymring, og at der ligger et stort
arbejde i at forsætte undersøgelserne af PBDE’ernes betydning for miljøet og
sundheden. Som videnskabelige publikationer er der ret faste rammer for,
hvordan deres meninger kommer til udtryk, hvilket gør det lidt sværere at udtale
sig om deres interesser, men de har dog det til fælles, at de ønsker at
tilvejebringe yderligere viden om deres forskningsområde. Forskernes vigtigste
kapital er deres videnskabelige indsigt, samt den bekymring de giver udtryk for,
som er med til at vende verdens opmærksomhed mod deres forskningsområde
og de problemer, de påviser, at brugen af PBDE’ere giver anledning til.
6.4. Opsamling af risikohåndtering
Her vil vi samle op på de forskellige aktører og deres position på arenaen. WHO
og OECD er begge overstatslige organisationer, som udstikker retningslinier og
sikkerhedsstandarder for anvendelsen af bromerede flammehæmmere, som de
andre aktører kan integrere i deres arbejde. EU, Nordisk Råd og Miljøstyrelsen
sidder med det svære arbejde at forvalte alle interesserne i feltet. NGO’erne
100

arbejder på sikre hensynet til miljø og sundhed. EFRA og producenterne
arbejder for at sikre, at kemikaliereguleringen ikke virker som en bremse for
deres virksomhed. Forskerne er eksperterne på området, de genererer den viden
om de bromerede flammehæmmere, som de andre aktører bruger i deres
aktiviteter. Selvom flere aktører kan have den samme interesse, kommer de
engang imellem til at spænde ben for hinanden i deres iver for at nå deres mål.
Den, der klarer sig bedst i spillet, opnår størst kapital i form af tiltro, opmærksomhed,
prestige og økonomisk støtte. Dette resulterer i sidste ende i, at aktørerne
kommer til at stå stærkere i ”Kampen om de bromerede flammehæmmere”.
Ifølge forsigtighedsprincippet bør de bromerede flammehæmmere fjernes fra
markedet ved et forbud og udfasning, idet man er villig til at forebygge en mistænkt
risiko inden fremkomsten af et ordentligt videnskabeligt bevis. Produktionen
af PCB blev forbudt, på et tidspunkt hvor der var mindre viden om
stoffet, end vi nu har om PBDE (Schubert, 2001). Derfor burde udfasningen af
PBDE’ere være længere fremme end den er. Penta- og octaBDE er på vej til at
blive udfaset, mens decaBDE, den mest anvendte, endnu ikke er færdigvurderet.
Dette tyder på, at man fra EU’s side ikke er handlekraftig nok over for
industrien, og at beslutningsprocessen forhales af den noget bureaukratiske
struktur.
I almindelig forsigtighed ligger, at man ikke bør handle før konsekvenserne
kendes, og ikke vælge ”det første og det bedste” alternativ. Udfasningen bør
foretages i et tempo, så alternativet kan undersøges lige så grundigt, så man ikke
vælger en tilsvarende eller værre risiko med det nye stof. Nogle af forbeholdene
ved alternativer er, at de kan være dyrere, og at udskiftning af produktionsapparatet
er besværligt og dyrt. Hos de virksomheder vi har interviewet, er
101

erfaringen, at udfasningen af PBDE’ere ikke har været af nævneværdigt
økonomisk betydning. En effekt af tidlig udfasning er, at virksomhederne opnår
en grøn profil. Vi forestiller os, at markedsføringen af dette giver en gevinst i
form af konkurrence fordele og øgede markedsandele på længere sigt.
Gennemskuelighed omkring produkters indhold kan formidles i form af letforståelige
mærkeordninger. Således at den almindelige forbruger, uden det store
besvær, kan købe det bedst mulige produkt. Vi ønsker et stop for advarsler, idet
vi tror mere på råd og anbefalinger. Advarsler kan skabe unødvendig frygt og
gøre hverdagen uoverskuelig. Det fører til passive forbrugere.
Ved at vende bevisbyrden, således at det skal bevises, at et kemikalie ikke er
skadeligt inden det markedsføres, flyttes bevisbyrden til producenten. Dette
tiltag tager hensyn til forsigtighedsprincippet, idet omvendt bevisbyrde formodes
at gøre det vanskeligere at markedsføre nye stoffer. Ideelt vil det således
være umuligt at markedsføre skadelige stoffer. Samtidig vil det lette den samfundsmæssige
byrde ved risikovurderinger samt føre til hurtigere sagsbehandling.
Industrien kan bære dette ansvar, da de ikke vil risikere at miste deres
renommé og markedsposition. Desuden skal myndighederne definere risikovurderingens
indhold og sætte rammer for standardisering og kontrol.
102

7. Konklusion
PBDE er fundet i sediment, slam, luft, muslinger, fisk, marine pattedyr, fugle og
frøer. Endvidere ses det i menneskers fedtvæv, blod og modermælk.
Det er vores vurdering, at PBDE udgør en risiko for miljøet. Vi baserer vores
vurdering på de fysisk-kemiske egenskaber og stigende koncentrationer observeret
i det abiotiske og biotiske miljø. PBDE er persistent og bindes i sedimentet.
PBDE er en reel risiko for det akvatiske miljø. Bioakkumuleringen er høj, og
PBDE biomagnificeres i den akvatiske fødekæde. Endvidere tyder tilstedeværelsen
af PBDE i fjerntliggende egne på en omfattende spredning.
Vi er mere tøvende med hensyn til at konkludere, at PBDE udgør en risiko for
sundheden, hvis vi opfatter risikoen som noget, der her og nu giver toksiske
skader. Det er vi, ud fra den betragtning at vores grundlag er så usikkert, at det
er vanskeligt at drage paralleller mellem dyreforsøg og mennesker. Vi håndterer
den usikre risiko under hensyntagen til forsigtighedsprincippet, idet vi fremhæver
nogle grupper, som bør have særlig opmærksomhed. Det drejer sig om de
sårbare nyfødte og de højt eksponerede. De højt eksponerede vurderer vi til at
være få. De kommer fra særligt belastede erhverv eller spiser mange fisk. Vi
anser de kritiske toksiske effekter for at være: hormonforstyrrelser, lever- nyreog
reproduktionsskader samt kræft.
Ved hjælp af Bourdieu’s begreber har vi lavet en overskuelig oversigt over feltet
for bromerede flammehæmmere. EU står som den centrale aktør, idet kemikaliereguleringen
i EU er total reguleret. Alle de andre aktører ønsker at bearbejde
EU, for at komme til at påvirke den fremtidige politik. Miljøstyrelsen har også
en vis magt på det danske marked men er begrænset af EU’s reguleringer.
103

Vi synes, at håndteringen i form af udfasningen af udvalgte PBDE er et fornuftigt
valg, men det er gået alt for langsomt. Forsigtighedsprincippet kan virkeliggøres
gennem udfasningen af flere PBDE’ere. Umiddelbart er der ingen af de
alternativer vi er stødt på, der virker som oplagte erstatninger. Det vil kræve
yderligere undersøgelser, så man ikke erstatter en risiko med en anden.
Fordelene ved at benytte den generelle risikovurdering som skabelon for vores
projekt er, at det gav os en overskueligt og logisk opbygning. Det gav os mulighed
for at inddrage relevante aspekter ved anvendelsen af PBDE, og det medførte
at vi kom langt omkring i emnet. Ulempen er, at denne skabelon er meget
omfattende. Detaljeringsgraden blev for stor, hvis vi skulle gengive de toksiske
undersøgelser optimalt. Tilsvarende vil det være et projekt i sig selv, at redegøre
fyldestgørende for alle håndteringsmuligheder. Der er mange uudforskede områder
og der mangler viden, så der er rig mulighed for yderligere studier inden for
området. Primærlitteraturen har ofte været utilgængelig, og derfor har vi inddraget
oversigtsartikler.
Gennem dette projekt har vi opnået indsigt i hvor kompleks og uigennemskuelig
kemikalieproblematikken er.
104

8. Referenceliste
Akutsu, K., Obana, H., Okihashi, M., Kitagawa, M., Nakazawa, H., Matsuki, Y.,
Makino,T., Oda, H., Hori, S., 2001. GC/MS analysis of polybrominated
diphenyl ethers in fish collected from the Inland Sea of Seto, Japan.
Chemosphere 44, 1325-1333.
Allchin, C.R., Law, R. J., Morris, S., 1999. Polybrominated diphenylethers in
sediments and biota downstream of potential sources in the UK. Environmental
Pollution 105, 197-207.
Andersson, Ö., Blomkvist, G., 1981. Polybrominated aromatic pollutants found
in fish in Sweden. Chemosphere 10, 1051-1060.
Andersson, Ö., Wartanian, A., 2002. Levels of polychlorinated camphenes
(toxaphene), chlordane compounds and polybrominated diphenyl ethers in seals
from swedish waters. Ambio 21, 550-552.
Anonym, 2000. Flame retardants: some new developments. Plastics Additives &
Compounding maj 2000.
Anonym, 2001. New brominated flame retardants meet requirements for
technical plastics. Plastics Additives & Compounding april 2001.
Autrup, H., Bonde, J.P., Rasmussen, K., Sigsgaard, T., 2000. Miljø- og
arbejdsmedicin. FADL’s Forlag Aktieselskab, København.
Ballschmiter, K., Mennel, A., Buyten, J., 1993. Long chain alkyl-polysiloxanes
as non-polar stationary phases in capillary gas chromatography. Fresenius’
Journal of Analytical Chemistry 346, 396-402.
Bjerregaard, P., 1998. Basisbog i Økotoksikologi. 2. udgave, 2. oplag. Gads
forlag. Aktieselskabet af 1994, København, Kap. 1.
Boon, J. P., Lewis, W. E., Tjoen-a-Choy, M. R., Allchin, C. R., Law, R. J., de
Boer, J., Hallers-Tjabbes, C. C., Zegers, B. T., 2002. Levels of polybrominated
diphenyl ether (PBDE) flame retardants in animals representing different trophic
levels of the North Sea food web. Environmental Science & Tecnology 36,
4025-4032.
105

Bunce, N. J., 1994. Environmental chemistry. Wuerz Publishing Ltd., Winnipig,
Canada.
Chemical Awareness, 2002. www.chemical-awareness.com/ (30/12-2002)
Christensen, J.H., Platz, J., 2001. Screening of polybrominated diphenyl ethers
in blue mussels, marine and freshwater sediments in Denmark. Journal of
Environmental Monitoring 3, 543-547.
Christensen, J.H., Glasius, M., Pécseli, M., Platz, J., Pritzl, G., 2002.
Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in marine fish and blue mussels from
southern Greenland. Chemosphere 47, 631-638.
Covaci, A., de Boer, J., Ryan, J.J., Voorspoels, S., Schepens, P., 2002.
Distribution of organobrominated and organochlorinated contaminants in
belgian human adipose tissue. Enviromental research 88, 210-218.
Danmarks Naturfredningsforening, 2002. www.dn.dk/sw585.asp (30/12-2002)
a) www.dn.dk/sw626.asp (30/12-2002)
Darnarud, P.O., Eriksen, G.S., Jóhannesson, T., Larsen, P.B., Viluksela, M.,
1998. Polybrominated diphenyl ethers: Food contamination and potential risks.
TemaNord, 503. Nordic Council of Ministers, Copenhagen.
Darnarud, P.O., Eriksen, G.S., Jóhannesson, T., Larsen, P.B., Viluksela, M.,
2001. Polybrominated diphenyl ethers: Occurrence, dietary exposure, and
toxicology. Environmental Health Perspectives 109, suppement 1, 49-67.
de Boer, J., Wester, P.G., Klamer, H.J.C., Lewis, W.E., Boon, J.P., 1998. Do
flame retardants threaten ocean life Nature 394, 28-29.
de Wit, C. A., 2002. An overview of brominated flame retardants in the
environment. Chemosphere 46, 583-624.
Det Europæiske Fælleskabs Tidende, 2001, (2001/687/EF) L 242/11
Det Økologiske Råd, 2002. www.ecocouncil.dk (29/12-2002)
a) www.ecocouncil.dk/bromerede_flamme/ (29/12-2002)
b) www.ecocouncil.dk/download/folkepjecen.pdf (29/12-2002)
106

Dodder, N. G., Strandberg, B., Hites, R. A., 2002. Concentrations and spatial
variations of polybrominated diphenyl ethers and several organochlorine
compounds in fishes from the Northeastern United States. Environmental
Science & Tecnology 36, 146-151.
EFRA, 2002. www.cefic-efra.org (29/12-2002)
Elektronikpanelet, 2000, Handlingplan 2000 – 2003. En plan for hjælp til
fremstilling, afsætning, brug og bortskaffelse af mindre miljøbelastende
elektronikprodukter, KBH, 2000
Elektronikpanelet, 2003,
www.elektronikpanelet.dk/elektronikpanelet/handlingsplan.htm (5/1-2003)
EU, 2002. www.europa.eu.int/abc-da.htm (30/12-2002)
a)
http://europa.eu.int/rapid/start/cgi/guesten.kshp_action.gettxt=gt&doc=IP/02/1
463|0|RAPID&lg=EN&display= (4/1-2002).
European Commission, 1995. Techno-economic study on the reduction of
industrial emissions to air, discharges to water and the generation of wastes from
the production, processing and destruction (by incineration) of bromniated flame
retardants, Luxemburg, 1995
European Commission, 2002. Opinion on the results of the risk assesment of:
Bis(pentabromphenyl)ether, Bruxelles, 2002
EU Kommissionen, 2001. Hvidbog Strategi for en ny kemikaliepolitik,
Bruxelles, 2001
Forbrugerrådet, 2002. www.fbr.dk/om_os/ (30/12-2002)
Grandjean, P., 1998. Farlig forurening. Fra risikovurdering til forebyggelse.
Sundhedsstyrelsen, Nyt Nordisk Forlag Arnold Busck, København.
Grøn Information, 2002. www.greeninfo.dk (29/12-2002)
a) www.greeninfo.dk/artikel.aspartikelID=4150&kategoriID=86 (30/12-2002)
b) www.greeninfo.dk/artikel.aspartikelID=4148&kategoriID=86 (30/12-2002)
c) www.greeninfo.dk/artikel.aspartikelID=4149&kategoriID=86 (30/12-2002)
107

Gustafsson, K., Björk, M., Burreau, S., Gilek, M., 1999. Bioaccumulation
kinetics of brominated flame retardants (polybrominated diphenyl ethers) in blue
mussels (Mytilus edulis). Environmental Toxicology and Chemistry 18, 1218-
1224.
Hallgren, S., Darnerud, P.O., 2002. Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs),
polychlorinated biphenyls (PCBs) and chlorinated paraffins (CPs) in rats –
testing interactions and mechanism for thyroid hormone effects. Toxicology 177,
227-243.
Helleday, T., Tuominen, K-L., Bergman, Å., Jenssen, D., 1999. Brominated
flame retardants induce intragenic recombination in mammalian cells. Mutation
Research 439, 137-147.
Hooper, K., McDonald, T.A., 2000. The PBDEs: An emerging environmental
challenge and another reason for breast-milk monitoring programs.
Environmental Health Perspectives 108, 387-392.
Huwe, J.K., Lorentzsen, M., Thuresson, K., Bergman, Å., 2002. Analysis of
mono- to deca-brominated diphenyl ethers in chickens at the part per billion
level. Chemosphere 46, 635-640.
Høiris, O., 1993. Pierre Bourdieu og antropologi. Jorden Folk 2, 42-47.
Ikonomu, M. G., Rayne, S., Addison, R. F., 2002. Exponential increases of the
brominated flame retardants, polybrominated diphenyl ethers, in the Canadian
Arctic from 1981 to 2000. Environmental Science & Tecnology 36, 1886-1892.
IPCS. 2002. www.who.int/pcs/pcs_about.html (30/12-2002)
a) www.who.int/pcs (30/12-2002)
Jakobsson, K., Thuresson, K., Rylander, L., Sjödin, A., Hagmar, L., Bergman,
Å., 2002. Exposure to polybrominated diphenyl ethers and tetrabromobisphenol
A among computer technicians. Chemosphere 46, 709-716.
Jansson, B., Asplund, L., Olsson, M., 1987. Brominated flame retardants –
ubiquitous environmental pollutants Chemosphere 16, 2343-2349.
Jansson, B., Andersson, R., Asplund, L., Litzén, K., Nylund, K., Sellström, U.,
Uvemo, U-B., Wahlberg, C., Wideqvist, U., Odsjö, T., Osson, M., 1993.
108

Chlorinated and brominated persistent organic compounds in biological samples
from the environment. Environmental Toxicology and Chemistry 12, 1163-1174.
Kuosmanen, K., Hyötyläinen, T., Hartonen, K., Riekkola, M-L., 2001.
Pressurised hot water extraction coupled on-line with liquid chromatograph –
gas chromatography for the determination of brominated flame retardants in
sediment samples. Journal of Chromatography A 943, 113-122.
Lassen, C., Løkke, S., Hansen, L.I., 1999. Brominated flame retardants.
Substance flow analysis and substitution feasability study. Miljøprojekt 494.
Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen, København.
Law, R.J., Allchin, C.R., Benett, M.E., Morris, S., Rogan, E., 2002.
Polybrominated diphenyl ethers in two species of marine top predators from
England and Wales. Chemosphere 46, 673-681.
Lindström, G., Wingfors, H., Dam, M., von Bavel, B., 1999. Identification of 19
polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in long-finned pilot whale
(Globicephala melas) from the Atlantic. Archives of Environmental
Contamination and Toxicology 36, 355-363.
McDonald, T.A., 2002. A perspective on the potential health risk of PBDEs.
Chemosphere 46, 745-755.
Meerts, I.A.T.M., Letcher, R.J., Hoving, S., Marsh, G., Bergman, Å., Lemmen,
J.G., van der Burg, B., Brouwer, A., 2001. In vitro estrogenicity of
polybrominated diphenyl ethers, hydroxylated PBDEs, and polybrominated
bisphenol A compounds. Environmental Health Perspectives 109, 399-407.
Meironyté, D., Norén, K., Bergman, Å., 1999. Analysis of polybrominated
diphenyl ethers in swedish human milk. A time-related trend study, 1972-1997.
Journal of Toxicology and Environmental Health, Part A 58, 329-341.
Miljømærkesekretariatet, 2002. www.ecolabel.dk (29/12-2002)
Miljøstyrelsen, 2001. Handlingsplan for bromerede flammehæmmere. Miljø- og
Energiministeriet, Miljøstyrelsen, København.
Miljøstyrelsen, 2002. www.mst.dk (29/12-2002)
109

Nielsen, V., Christensen, I, 2001. Analyserapport for brom i elektronikdele.
Arbejdsrapport fra miljøstyrelsen nr. 26.
Nordisk Råd, 2002. www.norden.org (29/12-2002)
Norstrom, R. J., Simon, M., Moisey, J. Wakeford, B., Weseloh, D. V. C., 2002.
Geographical Distribution (2000) and Temporal Trends (1981-2000) of
Brominated Diphenyl Ethers in Great Lakes Herring Gull Eggs. Environmental
Science & Technology 36, 4783-4789.
Nylund, K., Asplund, L., Jansson, B., Jonsson, P., Litzén. K., Sellström, U.,
1992. Analysis of some polyhalogenated organic pollutants in sediment and
sewage sludge. Chemosphere 24, 1721-1730.
OECD, 2002. www.oecd.org/EN/about/0,,EN-about-0-nodirectorate-no-no-no-
0,00.html (31/12-2002)
Ohta, S., Ishizuka, D., Nishimura, H., Nakao, T., Aozasa, O., Shimidzu, Y.,
Ochiai, F., Kida, T., Nishi, M., Miyata, H., 2002. Comparison of
polybrominated diphenyl ethers in fish, vegetables, and meats and levels in
human milk of nursing women in Japan. Chemosphere 46, 689-696.
Pijnenburg, A.M.C.M., Everts, J.W., de Boer, J., Boon, J.P., 1995.
Polybrominated biphnyl and diphenylether flame retardants: analysis, toxicity,
and enviromental occurrence. Reviews of enviromental contamination and
toxicology 141, 1-26.
Schubert, C., 2001. Burned by flame retardants Our bodies are accumulating
chemicals from sofas, computers, and television sets. Science news 160, 238-
239.
Sellström, U., Jansson, B., Kierkegaard, A., de Wit, C., 1993. Polybrominated
diphenyl ethers (PBDE) in biological samples from the swedish environment.
Chemosphere 26, 1703-1718.
Sellström, U., Kierkegaard, A., de Wit, C., Jansson, B., 1998. Polybrominated
diphenyl ethers and hexabromocyclododecane in sediment and fish from a
swedish river. Environmental Toxicology and Chemistry 17, 1065-1072.
110

She, J., Petreas, M., Winkler, J., Visita, P., McKinney, M., Kopec, D., 2002.
PBDEs in the San Francisco Bay Area: measurements in harbour seal blubber
and human breast adipose tissue. Chemosphere 46, 697-707.
Simonsen, F.A., Stavnsbjerg, M., Møller, L.M., Madsen, T., 2000. Brominated
flame retardants; toxicity and ecotoxicity. Miljøstyrelsen. København.
Sjödin, A., Carlsson, H., Thuresson, K., Sjölin, S., Bergman, Å., Östman, C.,
2001. Flame retardants in indoor air at an electronics recycling plant and other
work environments. Environmental Science & Technology 35, 448-454.
Stuer-Lauridsen, F., Havelund, S., Birkved, M., 2000. Alternatives to
brominated flame retardants. Screening for environmental and health data.
Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen 17. Miljø- og Energiministeriet,
Miljøstyrelsen, København.
Söderström, G., Marklund, S., 2001. Co-incineration of brominated flame
retardants and MSW in small-scale reactor. Results from a pilot-investigation.
TemaNord 512. Nordic Council of Ministers, Copenhagen.
ter Shure, A. F. H., Larsson, P., Merilä, J., Jönsson, K. I., 2002. Latitudinal
fractionation of polybrominated diphenyl ethers and polychlorinated biphenyls
in frogs (Rana temporaria). Environmental Science & Tecnology 36, 5057-5061.
Thomsen, C., Lundanes, E., Becher, G., 2001. Brominated flame retardants in
plasma samples from three different occupational groups in Norway. Journal of
Environmental Monitoring 3, 366-370.
van Esch, G.J., 1997. Environmental health criteria 192, Flame retardants: a
general introduction, WHO, IPCS, Vammal, Finland.
van Leeuwen, C.J., Hermes, J.L.M., 1995, Risk assessment of chemicals an
introduction. University of Utrecht, Kluwer Academic Publishers, Dordrecht,
Holland.
Watanabe, I., Tatsukawa, R., 1987. Formation of brominated dibenzofurans
from the photolysis of flame retardant decabromobiphenyl ether in hexan
solution by UV and sun light. Bulletin of Environmental Contamination and
Toxicology 39, 953-959.
WHO, 2002. www.who.int/en (29/12-2002)
111

a) www.who.int/about/overview/en/ (30/12-2002)
Wenning, R.J., 2002. Uncertainties and data needs in risk assessment of three
commercial polybrominated diphenyl ethers: probabilistic exposure analysis and
comparison with European Commission results. Chemosphere 46, 779-796.
Öberg, K., Warman, K., Öberg, T., 2002. Distribution and levels of brominated
flame retardants in sewage sludge. Chemosphere 48, 805-809.
Supplerende litteratur
Klaassen, C.D., 2001, Casarett & Doull’s toxicology the basic science of
poisons. Sixth edition, University of Kansas Medical Center, The McGraw-Hill
Companies Inc., USA.
Lawrence, E., 1995. Henderson’s dictionary of biological terms. 11 th edition,
Longman, Essex, U.K.
Nørgaard, R. J., 2001. Medicinske fagudtryk – en klinisk ordbog med
kommentarer. Dansk Sygeplejeråd, Nyt Nordisk Forlag Arnold Busck,
København.
Interviews
Telefoninterview med Grundig (3/1-2003).
Interview via e-mail med B&O (6/1-2003).
Interview via e-mail med IKEA (6/1-2003).
112

9. Appendiks
9.1. Appendiks 1 - Systematisk navngivning af PBDE’ere
Nr. Struktur Nr. Struktur
Monobromo 1 2 35 3,3',4
diphenylether 2 3 36 3,3',5
3 4 37 3,4,4'
38 3,4,5
Dibromo 4 2,2' 39 3,4',5
diphenylether 5 2,3
6 2,3' Tetrabromo 40 2,2',3,3'
7 2,4 diphenylether 41 2,2',3,4
8 2,4' 42 2,2',3,4'
9 2,5 43 2,2',3,5
10 2,6 44 2,2',3,5'
11 3,3 45 2,2',3,6
12 3,4 46 2,2',3,6'
13 3,4' 47 2,2',4,4'
14 3,5 48 2,2',4,5
15 4,4' 49 2,2',4,5'
50 2,2',4,6
Tribromo 16 2,2',3 51 2,2',4,6'
diphenylether 17 2,2',4 52 2,2',5,5'
18 2,2',5 53 2,2',5,6'
19 2,2',6 54 2,2',6,6'
20 2,3,3' 55 2,3,3',4
21 2,3,4 56 2,3,3',4'
22 2,3,4' 57 2,3,3',5
23 2,3,5 58 2,3,3',5'
24 2,3,6 59 2,3,3',6
25 2,3',4 60 2,3,4,4'
26 2,3',5 61 2,3,4,6
27 2,3',6 62 2,3,4,6
28 2,4,4' 63 2,3,4',5
29 2,4,5 64 2,3,4',6
30 2,4,6 65 2,3,5,6
31 2,4',5 66 2,3',4,4'
32 2,4',6 67 2,3',4,5
33 2',3,4 68 2,3',4,5'
34 2',3,5 69 2,3',4,6
113

Nr. Struktur Nr. Struktur
70 2,3',4',5 108 2,3,3',4,5'
71 2,3',4',6 109 2,3,3',4,6
72 2,3',5,5' 110 2,3,3',4',6
73 2,3',5',6 111 2,3,3',5,5'
74 2,4,4',5 112 2,3,3',5,6
75 2,4,4',6 113 2,3,3',5',6
76 2',3,4,5 114 2,3,4,4',5
77 3,3',4,4' 115 2,3,4,4',6
78 3,3',4,5' 116 2,3,4,5,6
79 3,3',4,5' 117 2,3,4',5,6
80 3,3',5,5' 118 2,3',4,4',5
81 3,4,4',5 119 2,3',4,4'6
120 2,3',4,5,5'
Pentabromo 82 2,2',3,3',4 121 2,3',4,5',6
diphenylether 83 2,2',3,3',5 122 2',3,3',4,5
84 2,2',3,3',6 123 2',3,4,4',5
85 2,2',3,4,4' 124 2',3,4,5,5'
86 2,2',3,4,5 125 2',3,4,5,6'
87 2,2',3,4,5' 126 3,3',4,4',5
88 2,2',3,4,6 127 3,3',4,5,5'
89 2,2',3,4,6'
90 2,2',3,4',5 Hexabromo 128 2,2',3,3',4,4'
91 2,2',3,4',6 diphenylether 129 2,2',3,3',4,5
92 2,2',3,5,5' 130 2,2',3,3',4,5'
93 2,2',3,5,6 131 2,2',3,3',4,6
94 2,2',3,5,6' 132 2,2',3,3',4,6'
95 2,2',3,5',6 133 2,2',3,3',5,5'
96 2,2',3,6,6' 134 2,2',3,3',5,6
97 2,2',3',4,5 135 2,2',3,3',5,6'
98 2,2',3,4,6 136 2,2',3,3',6,6'
99 2,2',4,4',5 137 2,2',3,4,4',5
100 2,2',4,4',6 138 2,2',3,4,4',5'
101 2,2',4,5,5' 139 2,2',3,4,4',6
102 2,2',4,5,6' 140 2,2',3,4,4',6'
103 2,2',4,5',6 141 2,2',3,4,5,5'
104 2,2',4,6,6' 142 2,2',3,4,5,6
105 2,3,3',4,4' 143 2,2',3,4,5,6'
106 2,3,3',4,5 144 2,2',3,4,5',6
107 2,3,3',4',5 145 2,2',3,4,6,6'
114

Nr. Struktur Nr. Struktur
146 2,2',3,4',5,5' 180 2,2',3,4,4',5,5
147 2,2',3,4',5,6 181 2,2',3,4,4',5,6
148 2,2',3,4',5,6' 182 2,2',3,4,4',5,6'
149 2,2',3,4',5',6 183 2,2',3,4,4',5',6
150 2,2',3,4',6,6' 184 2,2',3,4,4',6,6'
151 2,2',3,5,5',6 185 2,2',3,4,5,5',6
152 2,2',3,5,6,6' 186 2,2',3,4,5,6,6'
153 2,2',4,4',5,5' 187 2,2',3,4',5,5',6
154 2,2',4,4',5,6' 188 2,2',3,4',5,6,6'
155 2,2',4,4',6,6' 189 2,3,3',4,4',5,5'
156 2,3,3',4,4',5 190 2,3,3',4,4',5,6
157 2,3,3',4,4',5' 191 2,3,3',4,4',5',6
158 2,3,3',4,4',6 192 2,3,3',4,5,5',6
159 2,3,3',4,5,5' 193 2,3,3',4',5,5',6
160 2,3,3',4,5,6
161 2,3,3',4,5',6 Octabromo 194 2,2',3,3'4,4',5,5'
162 2,3,3',4',5,5' diphenylether 195 2,2',3,3',4,4',5,6
163 2,3,3',4',5,6 196 2,2',3,3',4,4',5,6'
164 2,3,3',4',5',6 197 2,2',3,3',4,4'6,6'
165 2,3,3',5,5',6 198 2,2',3,3',4,5,5',6
166 2,3,4,4',5,6 199 2,2',3,3',4,5,5',6'
167 2,3',4,4',5,5' 200 2,2',3,3',4,5,6,6'
168 2,3',4,4',5',6 201 2,2',3,3',4,5',6,6'
169 3,3',4,4',5,5' 202 2,2',3,3',5,5',6,6'
170 2,2',3,3',4,4',5 203 2,2',3,4,4',5,5',6
171 2,2',3,3',4,4',6
172 2,2',3,3',4,5,5' Heptabromo 204 2,2',3,4,4',5,6,6'
173 2,2',3,3',4,5,6 diphenylether 205 2,3,3',4,4',5,5',6
174 2,2',3,3',4,5,6'
175 2,2',3,3',4,5',6 Nonabromo 206 2,2',3,3',4,4',5,5',6
176 2,2',3,3',4,6,6' diphenylether 207 2,2',3,3',4,4',5,6,6'
177 2,2',3,3',4',5,6 208 2,2',3,3',4,4',5',6,6'
178 2,2',3,3',5,5',6
179 2,2',3,3',5,6,6' Decabromo 209 2,2',3,3',4,4',5,5',6,6'
diphenylether
(Ballschmiter et al., 1993)
115

9.2 Appendiks 2 - Fysiske og kemiske data
TetraBDE PentaBDE OctaBDE DecaBDE
Molekylemasse 485,8 564,8 801,5 959,2
Fordelingskoefficient
(log Pow)
Vandopløselighed (Sw)
(mg l-1)
Damptryk (Pa)
5,9-6,2 6,5-7 8,4-8,9 10
- 9·10 -7

9.3. Appendiks 3 - Interview med producenter
Grøn information sendte i samarbejde med Det Økologiske Råd og Danmarks
Naturfredningsforening et brev ud i november 2001, hvor de bad forskellige
producenter om at redegøre for deres brug af flammehæmmere. Svarene
dannede grundlag for en 0-liste.
Vi bad nogle af producenterne fra 0-listen svare på nogle spørgsmål.
Grundig:
44486822 – Ebbe Frederiksen
1. Hvornår startede I med at udfase bromerede flammehæmmere
- Vi begyndte for 15 år siden at udfase BF i store produkter som for eksempel
kabinetter. De var helt udfaset for 10 år siden.
2. Gjorde I det på eget initiativ
- Det mener jeg, vi gjorde, Grundig har altid være meget miljøbevidst.
3. Hvilke alternativer bruger I Andre flammehæmmere eller en anden
opbygning af materialet
- Det ved jeg ikke helt præcist, men i så mange tilfælde som mulig har vi
valgt at ændre konstruktionerne, så der ikke er flammehæmmere i. Der hvor
der er flammehæmmere i, benytter vi os selvfølgelig kun af dem, der ikke er
ulovlige.
4. Har det betydet prisændringer for jeres produkter
- Det er ikke til at sige, da der hele tiden sker prisændringer, men det kan da
godt være, at det kan have betydet en mindre prisstigning. Men ikke noget,
der skelnes fra den almindelige stigning.
5. Har den enkelte forbruger vist interesse for jeres brug af flammehæmmere
- Meget få – omkring en om måneden. Det er oftest kun, hvis der har været
fokus på det i medierne.
6. Gør I selv noget for at holde Jer ajour med udviklingen
- Ja.
B&O:
96841072 – Lone Andersen (lon@bang-olufsen.dk)
1. Hvornår startede I med at udfase PBDE og PBB
117

- Vi har siden starten af 90’erne været opmærksomme på risikoen ved de
bromerede flammehæmmere og gik derfor hurtigt i gang med at udfase disse
fra alle plastdelene. Den eneste der ikke umiddelbart kunne/kan erstattes
er TBBPA i printkort.
2. Gjorde I det på eget initiativ
- Ja
3. Har I planer om at udfase de andre bromerede flammehæmmere
- Den eneste type bromerede flammehæmmer vi har tilbage er typen TBBPA
i printkort. Denne type anvendes reaktivt - det vil sige at den er bundet i
den kemiske struktur i printet og derved ikke kan afdampe. Denne type vil
blive udfaset så snart det er teknisk muligt.
4. Andre radio/tv-forhandlere har udfaset bromerede flammehæmmere fra deres
produkter. Hvad var grunden til, at I ikke har gjort det
- Vi har som skrevet udfaset alle bromerede flammehæmmere med undtagelse
af TBBPA i printkort, som det ikke har været teknisk muligt at
udfase. Mange andre producenter har samme problem at de ikke kan udfase
TBBPA i printkort.
5. Når I har skulle bruge alternativer, hvilke har I benyttet
- det har været en phosphatbaseret flammehæmmer eller vi har konstrueret os
ud af det ved at sikre at afstanden mellem print og plastemner er stor nok
til at flammehæmmere helt kan undgås.
6. Vil en ændring i brugen af flammehæmmere betyde en prisstigning på Jeres
produkter
- nej
7. Har den enkelte forbruger vist interesse for Jeres for brugen af flammehæmmere
i Jeres produkter
- der har været enkelte henvendelser for forbrugere.
8. Gør I selv noget for, at holde Jer ajour med udviklingen
- Ja – vi følger hele tiden med hvad der sker på området.
IKEA
43590811 - Sinnet Bødewadt (sinn@memo.ikea.com)
1. Hvornår startede I med at udfase bromerede flammehæmmere
- Vi begyndte for 4½ år siden, og har haft et total-forbud i alle senge og
madrasser siden 2000. Flammehæmmere anvendes kun, når lovgivningen
kræver det. Der er forskel på, hvilke lande, der produceres til.
2. I startede med at udfase bromerede flammehæmmere i 1998. Gjorde I det på
eget initiativ
118

- Det ved jeg ikke med sikkerhed.
3. Hvilke alternativer bruger I Andre flammehæmmere eller en anden opbygning
af materialet
- Klorforbindelser og systemer på fosfor- og kvælstofbasis. De vil blive
udfaset, når der findes alternative skumtyper.
4. Har udfasningen betydet en prisstigning på Jeres produkter
- Det ved jeg ikke.
5. Har den enkelte forbruger vist interesse for Jeres for brugen af flammehæmmere
i Jeres produkter
- Ja, Vi har spørgsmål om bromerede flammehæmmer og kemikalier generelt
fra kunder ca. en 3-4 om måneden i Danmark, væsentligt mere i Tyskland. I
fremtiden vil vi sandsynligvis få flere spørgsmål på grund af en øget synlig
miljøprofil.
6. Gør I selv noget for, at holde Jer ajour med udviklingen
- vi holder løbende øje med hvad der sker lovgivningsmæssigt, teknologisk
og politisk.
119