This report deals with brominated dioxins (PBDD/Fs); how they are formed and emitted and what

that leads to in terms of levels in the environment. The report focuses on the situation in Sweden,

but it includes a comprehensive review of studies and data from the whole world. Furthermore, the

report includes a tentative estimation of the total amount of PBDD/Fs that is present and potentially

may be emitted from products and materials in the Swedish society, as well as a discussion on how

these emissions can be minimized.

The PBDD/Fs is a group of unintentionally produced contaminants that are analogous to the more

well‐known chlorinated dioxins (PCDD/Fs), but that contain bromines instead of chlorines. There are

also mixed brominated‐chlorinated dioxins (PBCDD/Fs), although these are only touch upon briefly in

this report. Due to the structural similarities, the PBDD/Fs, PCDD/Fs and PBCDD/Fs share many

properties with each other, including low water solubility and volatility and long environmental halflives.

This means that PBDD/Fs will stick to particles in the environment and stay there for a long

time, usually several years. The similarities also apply to the toxicity, which generally is very high, and

according to the current recommendations the toxic equivalency factors (TEFs) developed for the

PCDD/Fs can also be used for the PBDD/Fs.

Like the PCDD/Fs, PBDD/Fs may be formed in all kinds of combustion processes provided that

bromine is present in some form, which today usually is the case. The bromine content in materials,

waste and fuels has thus increased drastically since brominated flame retardants (BFRs) were

introduced on the market in the 1970s. In the combustion process, the PBDD/Fs can either be

formed from basic elements such as carbon, hydrogen and bromine, or from small precursor

molecules. While the former ‘de novo’ pathway often is the dominating process for PCDD/Fs, the

precursor pathway seems to be more important for the PBDD/Fs. This is because many BFRs, and

especially the polybrominated diphenylethers (PBDEs), constitute far advanced precursors of

PBDD/Fs, and especially of polybrominated dibenzofurans (PBDFs). As a result, mainly PBDFs are

formed in most incineration processes, and the yields increase during poor combustion conditions

when the density of precursors is high.

Furthermore, PBDD/Fs may also be formed during thermal stress of BFR mixtures or BFR containing

materials and products. This means in practice that PBDD/Fs are formed already when the BFR

mixture is produced and that the PBDD/F content steadily increases as the BFRs are mixed into

polymers, when the polymers are refined into materials and products, and when the products are

disposed of and recycled by various processes. In addition, PBDD/Fs may also be formed through

photolytic transformation of BFRs, which may occur as BFR treated products are exposed to sunlight

for instance. In all these processes, the transformation of PBDEs to PBDFs is by far the most

important pathway, and when PBDEs are present all other formation pathways are negligible.

However, recently it has been recognized that PBDD/Fs, and in this case mainly polybrominated

dibenso‐p‐dioxins (PBDDs), may be formed naturally in some marine environments via biological and

photolytical pathways.

The emission from incineration processes are both a result of the release of PBDD/Fs that already are

present in the material being combusted and of the formation of PBDD/Fs in the actual process. Both

these processes are favored by poor combustion conditions, which are more prominent during open

Sources and levels of PBDD/Fs in the Swedish environment

3

burning activities than during controlled incineration in large scale facilities. As a consequence the

emissions measured from incineration facilities are relatively low, while the emissions measured in

connections to open burning activities and accidental fires can be extremely high. However, the

emissions also depends on the fuel and its content of BFRs. Higher emission have therefore been

measured from industrial (IWI) and hazardous waste incinerators (HWI) and from metallurgical

processes using electronic waste as one of its feed stocks, as compared to municipal solid waste

incinerators (MSWI). Furthermore, extremely high PBDD/F emissions have been measured during

open burning of electronic waste (e‐waste), which is carried out as a recycling activity in some

developing countries, and also may occur during accidental fires in e‐waste recycling facilities for

instance.

Relatively large emissions of PBDD/Fs have been measured in connection to production facilities for

BFRs and facilities that are using BFRs to treat products, although there are no such data available for

Swedish facilities. Nevertheless, high PBDD/F levels have been measured in PBDE mixtures as well as

in materials treated with PBDEs, both in Sweden and in other countries. These PBDD/Fs constitute a

threat to human health and the environment as the materials are used, disposed of and recycled

since the PBDD/Fs may be emitted during the whole life cycles of the materials. Not least the

recycling may lead to large emissions of PBDD/Fs, and especially during informal e‐waste recycling

activities. However, large emissions have also been measured in controlled recycling facilities, and in

these cases the emissions seem to be connected to the dust released from the interior of the e‐waste

during the dismantling processes. This may lead to extensive exposure of the recycling workers at

least.

As a result of the great number of sources of PBDD/Fs, these contaminants are nowadays more or

less ubiquitous in the environment. PBDD/Fs have been found in air, soil, sediments, sewage water,

sludge, various animal and plant species, food and feed, indoor dust and humans. In air, the PBDD/F

levels are usually lower than the PCDD/F levels, but in some urban and industrial environments the

reverse profile can be seen. The highest PBDD/F levels in air are found outside e‐waste recycling

facilities and at informal e‐waste recycling sites. The levels are usually correlated with the PBDE

levels and the profiles are dominated by PBDFs. In Sweden, the air levels reported from urban

environments are usually lower than those reported from urban environments in Asia, but for rural

sites the levels are more similar. In fact, the levels in urban environments in Sweden are not that

different from the levels in Swedish rural environments.

In soil the highest PBDD/F levels are generally found at informal e‐waste recycling sites as mentioned

previously. However, similar levels have actually been found in connection to a Swedish recycling

facility that had been subject to an accidental fire. Otherwise, soil levels are generally elevated in

urban environments in comparison to rural and agricultural environments. Like for air, the PBDD/F

levels are generally correlated with the PBDE levels, and the profile is dominated by PBDFs, indicating

that the PBDD/Fs originate from PBDE treated materials. Lake sediments principally follow the same

trend as soil, with higher levels in urban and PBDE exposed areas and with a dominance of PBDFs.

However, marine sediments sometime show a different pattern. Hence, in shallow coastal waters

with high biological productivity and sunshine penetration, the levels of PBDDs may sometimes be

extremely high. This is because of natural formation of PBDDs in these environments.

Sources and levels of PBDD/Fs in the Swedish environment

4

When it comes to biota, food and feed, the PBDD/F levels are generally higher in fatty samples, such

as fatty fish, mussels, eggs, liver and carcass fat. However, the levels in fish and shellfish seem also to

be highly influenced by the presence of local sources in their living habitat, with natural sources

giving rise to the largest variations. Some fish and mussel populations along the Swedish coastline

have thus been found to contain extremely high levels of PBDDs. However, local PBDE related

sources may also give rise to elevated levels, which overall may result in mixed PBDD/F profiles in

some marine fish populations. Apart from these locally influenced fish and mussels, the PBDD/F

levels in marine species are generally lower than the PCDD/F levels. Still, the PBDD/Fs have been

found to contribute significantly to the total dioxin‐like toxicity in these species, which is serious

considering that some of them already contain close to acceptable levels of other dioxin‐like

compounds.

For indoor environments, PBDD/Fs have mainly been measured in dust. The levels vary considerably,

which is believed to be connected to a varying presence of PBDE containing materials in different

indoor environments. However, this correlation is not always easy to discern. Overall, somewhat

higher PBDD/F levels have been found in dust from public buildings, such as hotels and offices, than

in dust from residential houses. However, the highest PBDD/F levels reported for dust have been

found in a residential house in USA. In this house the levels were even higher than those recorded for

workshop floor dust at an e‐waste recycling site in China. Nevertheless, the PBDD/F levels are usually

correlated with the PBDE levels which support the theory that they have the same sources. In

addition, the PBDD/F profiles are usually dominated by PBDFs. In most cases the PBDD/F levels in

dust are higher than the PCDD/F levels, and when it comes to the total dioxin‐like toxicity the

PBDD/Fs contribute significantly. The levels measured in Swedish dust are approximately at the same

levels as in other countries.

In humans, PBDD/Fs have been measured in mother’s milk, adipose tissue and blood. In mother’s

milk the levels are in the same range all over the world, even when including mothers from an

e‐waste site in Vietnam and mothers from USA with much higher PBDE levels in their milk. This,

together with the fact that the PBDF profiles in mother’s milk generally are different from those

observed in dust, indicates that the uptake and metabolism of PBDD/Fs in humans are somewhat

selective. However, overall the PBDD/F levels in mother’s milk are lower than the PCDD/F levels and

their contribution to the total dioxin‐like toxicity seem to be fairly low. PBDD/Fs have also been

measured in human adipose tissue from Sweden and Japan. The levels seem to be somewhat lower

in Sweden than in Japan, but the PBDD/Fs were detected in all Swedish samples as well, verifying

their widespread distribution. The PBDD/F profiles where generally similar to those found in the milk

samples, supporting the theory of a selective uptake and metabolism. However, contribution of the

PBDD/Fs to total dioxin‐like toxicity seems to be higher in the adipose tissue than in the milk

samples. Finally, PBDD/Fs have been found in relatively high levels in blood from two fire fighters in

San Francisco.

The data summarized in this report suggest that most PBDD/Fs that we are exposed to, apart from

the naturally produced PBDDs, originate from the BFR treated materials we have in our society, and

particular those that are treated with PBDEs. A rough estimate, performed in the report, suggests

that such materials could hide several tons of PBDD/Fs only in Sweden. Furthermore, we are adding

some hundreds of kilos of new PBDD/Fs every year in BFR containing products we are importing. This

mainly includes electrical and electronic equipment (EEE), vehicles and construction materials. At the

Sources and levels of PBDD/Fs in the Swedish environment

5

same time BFR containing materials are constantly removed from the society as they reach their endof‐

life stage. When this happens the materials are either recycled, destructed or put on landfill, with

each process constituting a certain risk for further emissions.

Today in Sweden, most of the BFR containing waste is incinerated, but some may also end up on

landfills. This may for example be the case for the shredder light fraction (SLF) from the vehicle

fragmentation process, since this fraction is somewhat complicated to incinerate. It is estimated that

up to 0.5 tons of PBDD/Fs may end up on Swedish landfills every year, and that these landfills may

hide several tons of PBDD/Fs in total. For the waste fraction that is incinerated in authorized facilities

the destruction efficiency of the PBDD/Fs is relatively high, at least when considering the stack

emissions and the levels in the fly ashes. However, when it comes to the bottom ashes the PBDD/F

levels can still be relatively high, indicating that all PBDD/Fs in the original waste is not destroyed or

alternatively that new PBDD/Fs are formed in the process. It is estimated that the bottom ashes

produced in Swedish MSWIs every year contain almost 6 kg of PBDD/Fs.

Besides all PBDD/Fs that are hidden in products, materials and waste in our society, there is an even

larger amount of not‐yet‐formed PBDD/Fs in all BFRs (and particularly PBDEs) that are present in the

same and similar products, materials and waste in the society. If all this material would be subject to

some kind of incomplete combustion process, as a worst case scenario, it could potentially give rise

to an additional 200 tons of PBDD/Fs that would be emitted. To eliminate this risk, these materials

will have to be removed and subsequently destructed. However, in this context it should be noted

that the risk for emission often will increase as the material is removed from its original placement

and when it is being recycled and destructed.

To minimize the emissions of PBDD/Fs from waste material a key factor would be the

implementation of efficient and sensitive identification and separation technologies that are capable

of separating BFR containing materials from non‐BFR‐containing materials, so that each fraction can

be treated appropriately. There are several spectroscopic technologies available for this purpose, and

also technologies based on differences in density and electrostatic properties. However, none of

these technologies are alone capable of screening out the BFR containing materials, but need to be

used in combinations. Still, a 100% separation will not be achieved, and usually around 5% will end

up in the wrong fraction. As a consequence, recycled materials should never be used for sensitive

applications, such as toys and household products, and when it comes to the BFR containing fraction,

it should not be recycled at all. It could perhaps be used to make basic chemicals (like bromine) or

fuel for the industry, but otherwise it should be destructed.

Destruction of BFR containing materials may be accomplished in authorized incineration facilities.

The mixing ration of the BFR materials in other wastes/fuels should however be kept low (<5%) in

order to limit the amount of PBDD/F precursors and corrosive HBr in the combustion zone and the

flue gases. The incinerators should also have highly developed flue gas cleaning systems and plans for

how ashes (not least bottom ashes) should be handled. Other high temperature processes, such as

cement kilns and metal smelter may also be used to destruct BFR containing materials provided that

these have similar emission control systems as the authorized incinerators. If these demands are

fulfilled, metals smelters are preferably used for the metal containing BFR waste, e.g. PC‐boards,

since these facilities are capable of recovering the metals.

Sources and levels of PBDD/Fs in the Swedish environment

6

As an alternative to a complete destruction of the BFR containing materials it may also be possible to

extract the bromine or the intact BFRs from the materials, after which the materials can be recycled

or treated as non‐BFR materials and the bromine reused in the industry. A couple of such

technologies have been suggested and described for BFR containing plastics, but none have so far

been applied in full‐scale.

The very last option for BFR containing waste, as with other organic waste fractions, is landfilling.

Normally it should not be used at all, but if it for some reason has to be chosen as an alternative it

has to be done under certain controlled conditions to minimize leakage, emissions and exposure of

humans and animals. The landfills also have to be secured from accidental fires and be able to

maintain a high security even if the surrounding and the climate are changing. The short‐term risks

mentioned above, e.g. risk for leakage and fire, also have to be considered when BFR containing

materials are stored temporarily, while waiting for other treatments for instance. In such situations,

it would perhaps also be wise to limit the amount of BFR containing materials/wastes that can be

stored in the same area in order to minimize the damages caused if an accidental fire still would

occur

Den här rapporten handlar om bromerade dioxiner (PBDD/F); hur de bildas och sprids och vad detta

leder till iform av halter i miljön. Rapporten har ett fokus på Sverige, men innefattar en grundlig

genomgång av studier och data från hela världen. Rapporten innehåller även en preliminär

uppskattning av den totala mängden PBDD/F som finns gömd och potentiellt kan emitteras från

material och produkter i det svenska samhället. Vidare innefattar rapporten en diskussion angående

hur dessa emissioner kan minimeras.

PBDD/F är en grupp oavsiktligt bildade föroreningar som är analoga med de mer välkända klorerade

dioxinerna (PCDD/F), men som innehåller brom istället för klor. Det finns också blandade brom‐klor

dioxiner (PBCDD/Fs), även om dessa bara behandlas översiktligt i denna rapport. På grund av sina

strukturella likheter delar PBDD/Fs, PCDD/Fs och PBCDD/Fs många egenskaper med varandra, vilket

inkluderar låg vattenlöslighet och flyktighet samt lång halveringstid. Detta betyder att PBDD/Fs i

miljön i stor utsträckning kommer att vara bundna till partiklar, samt att dom kommer att stanna där

en lång tid framåt, vanligtvis många år. Likheterna inbegriper även giftigheten, som generellt är

mycket hög för dioxiner, och i enlighet med rådande rekommendationer kan därför de toxiska

ekvivalensfaktorerna (TEFs) som utvecklats för PCDD/Fs också användas för PBDD/Fs.

I likhet med PCDD/Fs kan PBDD/Fs bildas i all typer förbränningsprocesser förutsatt att brom finns

närvarande i någon form, vilket idag oftast är fallet. Brominnehållet i material, sopor och bränsle har

ökat drastiskt sedan de bromerade flamskyddsmedlena (BFRs) började användas på 1970‐talet. I

förbränningsprocesser bildas PBDD/Fs antingen från fria grundämnen, dvs kol, väte och brom, eller

genom sammanslagning av små molekyler, s.k. prekursors. Medan den första ”de novo”‐bildningsvägen

många gånger dominerar för PCDD/Fs, så verkar den senare prekursor ‐bildningsvägen vara

viktigare för PBDD/Fs. Detta beror på att många BFRs, och särskilt de polybromerade difenyletrarna

(PBDEs), utgör mycket långt gångna prekursorer till PBDD/Fs och framförallt då till polybromerade

dibensofuraner (PBDFs). Till följd av detta bildas framförallt PBDFs i de flesta förbränningsprocesser,

och utbytena ökar vid dåliga förbränningsförhållanden när mängden av prekursorer ökar.

PBDD/Fs kan också bildas när BFR innehållande material och tekniska BFR‐blandningar utsätts för

mer försiktaga temperaturhöjningar. Detta betyder i praktiken att PBDD/Fs bildas redan när BFR

blandningarna produceras, och att PBDD/F innehållet sedan stadigt ökar när BFR blandningen

blandas i polymerer, när polymeren förädlas till material och produkter, samt när produkten

återvinns eller destrueras. PBDD/Fs kan dessutom även bildas genom fotolytisk omvandlig av BFRs,

vilket exempelvis kan inträffa när BFR innehållande produkter exponeras för solljus. Gemensamt för

alla dessa processer är att omvandlingen av PBDEs till PBDFs är den överlägset dominerande

bildningsvägen, och att denna kommer att överskugga alla andra bildningsvägar så fort PBDEs finns

närvarande. Dock har det nyligen blivit känt att PBDD/Fs, och i det här fallet huvudsakligen

polybromerade dibenso‐p‐dioxiner (PBDDs), kan bildas naturligt i vissa havsmiljöer via biologiska och

fotolytiska processer.

PBDD/F‐emissionerna från förbränningsprocesser är en kombination av ett frisläppande av PBDD/Fmolekyler

som fanns med i materialet redan från början och ett bildande av nya PBDD/F‐molekyler

under själva förbränningen. Båda dessa processer gynnas av dåliga förbränningsbetingelser, vilka är

mer framträdande vid öppen, okontrollerad eldning jämfört med kontrollerad förbränning i

Sources and levels of PBDD/Fs in the Swedish environment

8

storskaliga anläggningar. Till följd av detta uppmäts oftast relativt låga utsläppsnivåer från

förbränningsanläggningar, medan utsläppen från öppna eldar och olycksbränder kan vara extremt

stora. Utsläppsmängderna beror dock även på bränslet och dess innehåll av BFRs. Högre PBDD/F

utsläpp har därför uppmäts från förbrännings‐anläggningar för industriavfall (IWI) och farligt avfall

(HWI) samt från metallurgiska processer som använder elektronikavfall (e‐avfall) som en av sina

råvaror, jämfört med anläggningar för hushålls‐avfall (MSWI). Extremt höga PBDD/F utsläpp har

också uppmätts i samband med öppen eldning av e‐avfall, vilket utförs som en metallåtervinningsmetod

i vissa u‐länder, och som också kan förekomma vid olycksbränder i återvinningsanläggningar

för e‐avfall till exempel.

Relativt stora utsläpp av PBDD/Fs har också konstaterats kring produktionsanläggningar för BFRs och

anläggningar som använder BFRs för att flamskydda produkter, även om inga sådana data finns för

svenska anläggningar. Dock har höga PBDD/F‐halter uppmätts i tekniska PBDE‐blandningar och

material behandlade med PBDEs, både i Sverige och andra länder. Dessa föroreningar utgör en miljöoch

hälsofara när materialen används liksom när dom senare kasseras och återvinns. PBDD/Fs kan,

liksom PBDEs, således emitteras under hela materialets livscykel. Inte minst materialåtervinningen

kan leda till stora utsläpp av PBDD/Fs, och då framförallt när e‐avfall återvinns under okontrollerade

former. Stora emissioner har dock även uppmätts i kontrollerade återvinningsanläggningar, och då

framförallt i det damm som frigörs när e‐avfall demonteras. Detta kan, om inte annat, leda till höga

exponeringar för personalen som jobbar i anläggningarna.

Som ett resultat av det stora antalet källor för PBDD/Fs återfinns idag dessa föroreningar i princip

överallt i miljön. PBDD/Fs har således återfunnits i luft, jord, sediment, avloppsvatten, slam, olika djur

och växter, mat och djurfoder, inomhusdamm och människor. I luft är PBDD/F‐halterna oftast lägre

än PCDD/F‐halterna, men i vissa stads‐ och industrimiljöer är bilden den omvända. De högsta

PBDD/F‐halterna i luft har återfunnits utanför återvinningsanläggningar för e‐avfall samt på platser

där okontrollerad återvinning av e‐avfall sker. Halterna är oftast korrelerade med PBDE‐halterna, och

PBDD/F‐profilerna domineras av PBDFs. För Sverige ligger halterna för stadsluft något lägre än

motsvarande data från asiatiska städer, men i landsbygden verkar lufthalterna vara mer lika. I Sverige

är halterna uppmätta i stadsluft faktiskt inte så mycket högre än de uppmätta i landsbygdsluft.

För jord uppmäts generellt de högsta PBDD/F‐halterna på platser där e‐avfall återvinns under

okontrollerade former. Men faktum är att likartade halter har uppmätts intill en svensk

återvinningsindustri som utsatts för brand. Bortsett från dessa ”hot‐spots”, uppmäts generellt högre

PBDD/F‐halter i stadsmiljö jämfört med landsbygd och jordbruksområden. I likhet med luften

domineras PBDD/F‐profilerna i jord vanligtvis av PBDFs och halterna är oftast väl korrelerade med

PBDE‐halterna. Detta bekräftar att föroreningarna härstammar från samma källa. Sjösediment

uppvisar ungefär samma mönster som jord med högre PBDD/F‐halter i stadsmiljö och områden med

PBDE påverkan. Föroreningsprofilen domineras av PBDFs. I marina sediment kan dock bilden se

annorlunda ut med extremt höga PBDD‐nivåer. Detta ses huvudsakligen i grunda, kustnära miljöer

med hög biologisk aktivitet och effektiv solinträngning och beror på naturlig bildning av företrädesvis

PBDDs i dessa miljöer.

När det gäller biologiskt material, mat och djurfoder återfinns oftast de högsta PBDD/F‐halterna i

fettrika prover, som t.ex. fet fisk, musslor, ägg, lever och djurfett. Dock verkar halterna i fisk och

skaldjur också vara starkt påverkade av förekomsten av lokala källor i de områden där de levt och

Sources and levels of PBDD/Fs in the Swedish environment

9

fångats, och i det sammanhanget verkar de naturliga källorna ge upphov till störst variationer. Vissa

fisk‐ och musselpopulationer längs den svenska kusten har således setts innehålla extrema halter av

PBDDs. Lokala källor relaterade till PBDE kan dock också ge upphov till förhöjda PBDD/F‐halter i

marina arter, vilket kan resultera i blandade PBDD/F‐profiler i vissa miljöer och arter. Bortsett från

dessa lokalt påverkade fiskar och musslor så uppvisar marina arter generellt lägre PBDD/F‐halter än

PCDD/F‐halter. Dock bidrar ändå ger PBDD/Fs med en betydandel del av den totala dioxin‐lika

toxiciteten. Detta är allvarligt med tanke på att många av dessa arter, i alla fall i våra svenska hav,

redan innehåller andra dioxin‐lika ämnen i mängder nära de acceptabla gränserna.

I inomhusmiljö har förekomsten av PBDD/Fs huvudsakligen undersökts i damm. Halterna varierar

avsevärt vilket antas hänga ihop med mängden PBDE‐innehållande material som finns närvarande i

lokalerna. Dock har detta samband inte alltid varit så lätt att urskilja. Generellt uppmäts något högre

halter i allmänna lokaler, som t.ex. hotell och kontor, än i bostadshus, vilket är i linje med teorin.

Men de högsta PBDD/F‐halterna som har rapporterats för damm har faktiskt uppmätts i ett

bostadshus. I detta hus, i USA, var halterna till och med högre än de som uppmätts i golvdammet

från en verkstad i ett område för okontrollerad återvinning av e‐avfall i Kina. PBDD/F‐halterna i

inomhusdamm uppvisar ändå vanligtvis en tydlig korrelation med PBDE‐halterna, vilket tyder på att

föroreningarna har samma källa. PBDD/F‐profilerna domineras oftast också av PBDFs. Vidare är

PBDD/F‐halterna i damm oftast högre än PCDD/F‐halterna, och bidraget till den total dioxin‐lika

toxiciteten är också betydande. Halterna som uppmätts i damm från svenska inomhusmiljöer ligger

på liknande nivåer som i andra länder.

När det gäller prover från människa har PBDD/Fs undersökts i bröstmjölk, fettvävnad och blod. I

bröstmjölk har liknande halter uppmätts över hela världen, även när man inkluderar mammor från

återvinningsplatser för e‐avfall i Vietnam samt mammor från USA, vilka har betydligt högre PBDEhalter

i sin mjölk. Detta i kombination med att PBDF‐profilerna i bröstmjölk skiljer sig ganska mycket

från profilerna i inomhusdamm antyder att upptaget och metabolismen av PBDD/Fs i människa är

delvis selektivt. PBDD/F‐nivåerna i bröstmjölk är dock generellt lägre än PCDD/F‐nivåerna och

bidraget till den total dioxin‐lika toxiciteten ser än så länge ut att vara gansk lågt. PBDD/Fs har även

undersökts i fettvävnad från människor i Sverige och Japan. Generellt verkar halterna vara något

lägre i Sverige, men föroreningarna har ändå återfunnits i samtliga prover som analyserats vilket

bekräftar deras utbredda spridning. PBDD/F‐profilerna i fettvävnadsproverna var överlag lik dom i

bröstmjölksproverna vilket stödjer teorin om ett selektivt upptag och metabolism. Dock verkar

PBDD/Fs ge ett större bidrag till den total dioxin‐lika toxiciteten i fettvävnaden jämfört med i

bröstmjölken . Slutligen har PBDD/Fs återfunnits i relativt höga halter i blod från två brandmän i San

Francisco.

Datat som sammanfattas i denna rapport talar för att huvuddelen av de PBDD/Fs vi exponeras för,

bortsett från de naturligt bildade PBDDs, har sitt ursprung i alla BFR‐behandlade material vi har i vår

omgivning, och framförallt då alla PBDE innehållande material. Enligt dom uppskattningar som gjorts

i rapporten innehåller sådana material och produkter flera ton PBDD/Fs bara i Sverige. Till detta

tillför vi också några hundra kilo varje år genom de varor vi importerar från andra länder. Detta

innefattar framförallt elektrisk och elektronisk utrustning (EEE), fordon och byggmaterial. Samtidigt

avlägsnas ständigt BFR‐innehållande material från samhället när de har blivit uttjänta. När detta sker

kan materialen antingen återvinnas, destrueras eller deponeras.

Sources and levels of PBDD/Fs in the Swedish environment

10

I Sverige förbränns det mesta BFR‐innehållande materialet nuförtiden, men en del kan också läggas

på deponi. T.ex. kan ibland den lätta fraktionen från fragmenterade bilar (SLF) läggas på deponi då

denna är mer komplicerad att bränna. Uppskattningsvis hamnar upp till 0.5 ton PBDD/Fs på svenska

deponier varje år och totalt innehåller dessa deponier troligtvis flera ton PBDD/Fs sedan tidigare. I

avfallsfraktionen som går till förbränning sker en effektiv destruktion av PBDD/Fs, i alla fall om man

ser till vad som kommer ut från skorstenen och vad som hamnar i flygaskan. Dock kan bottenaskan

fortfarande innehålla relativt höga halter PBDD/F vilket antyder att alla PBDD/Fs i det ursprungliga

avfallet ändå inte förstörs, och att en viss nybildning av PBDD/F också kan ske. Uppskattningsvis finns

det närmare 6 kg PBDD/Fs i de bottenaskor som genereras vid svenska sopförbränningsanläggningar

varje år.

Förutom alla de PBDD/Fs som är gömda i produkter, material och avfall i vårt samhälle, finns det en

ännu större mängd PBDD/Fs som inte ännu bildats i alla BFRs (och framförallt PBDEs) som återfinns i

samma och liknande produkter, material och avfall. Om alla dessa material, som ett värsta scenario,

skulle utsättas för någon typ av dålig förbränning skulle uppskattningsvis ytterligare 200 ton PBDD/Fs

kunna bildas och emitteras. För att helt elimnera denna risk måste dessa material avlägsnas från

samhället och därefter destrueras. Här ska man dock komma ihåg att emissionsrisken många gånger

ökar när material rivs bort från sin ursprungliga funktion samt när de återvinns och destrueras.

En av de viktigaste faktorerna för att minimera PBDD/F‐emissionerna vid hanteringen av BFRinnehållande

avfall är att effektivt och med hög noggranhet kunna identifera och separera det BFRinnehållande

materialet från icke BFR‐innehållandematerial så att varje fraktion kan behandlas på

tillbörligt sätt. Det finns flear spektroskopiska tekniker som kan användas för detta ändamål och även

tekniker baserade på skillnader i densitet och elektrostatiska egenskaper. Ingen av dessa tekniker kan

dock ensamt klara av att separera ut allt BFR‐innehållande material, utan kombinationer av metoder

måste användas. Trots detta uppnås aldrig en 100%‐ig separation utan vanligtvis hamnar runt 5% i fel

fraktion. På grund av detta ska återvunnet plastmaterial aldrig användas i känsliga produkter såsom

leksaker och hushållsartiklar, och när det gäller den BFR‐innehållande fraktionen så ska denna inte

återvinnas alls. Den kan möjligen användas till att göra baskemikalier (som brom) och bränsle till

industrin, men annars bör den destrueras.

Destruktion av BFR‐innehållande material görs företrädesvis i godkända förbränningsanläggningar.

Inblandningen av BFR‐material i övrigt avfall/bränsle skall dock hållas lågt (<5%) för att hålla ner

mängden PBDD/F‐prekursorer och korrosiv HBr i ugnen och förbränningsgaserna. Anläggningarna

måste också ha ett väl utvecklat reningssytem för rökgaserna och en plan för hur askorna (inte minst

bottenaskorna) ska tas om hand på ett säkert sätt. PBDD/F‐innehållande material kan även

destrueras med hjälp av andra högtemperaturprocesser som t.ex. brännugnar för cement och

metallsmältverk. Det är dock viktigt att dessa har samma krav på rökgasrening och askhantering för

att undvika stora utsläpp härifrån. Om dessa krav uppfylls kan metallsmältverk med fördel användas

för destruktion av metallinnehållande BFR‐avfall, t.ex. kretskort, då detta gör att metallerna kan

återvinnas.

En alternativ sätt att ta hand om BFR‐innehållande material är att genom extraktion eller pyrolys

först avskilja bromet eller de intakta BFR‐ämnena från basmaterialet varefter detta kan återvinnas

eller behandlas som ett ett BFR‐fritt material. Bromet kan i sin tur tas om hand och återanvändas i

Sources and levels of PBDD/Fs in the Swedish environment

11

industrin. Ett antal sådana här processer har utvecklats för BFR‐innehållande plaster, men ingen har

än så länge använts i stor skala.

Det absolut sista alternativet för BFR‐innehållande avfall, liksom för annat organiskt avfall, är

deponering. Detta ska egentligen endast användas i undantagsfall, men om det ändå av någon

anledning måste användas så måste det göras under mycket kontrollerade former för att undvika

läckage, emission och exponering av människor och djur. Deponin måste också skyddas från

olycksbränder samt vara anpassad för att upprätthålla en hög säkerhet även om klimat och

omgivning förändras. De mer kortsiktiga riskerna ovan, t.ex. läckage‐ och brandrisk, bör också

beaktas vid tillfällig lagring av BFR‐innehållande material, t.ex. i väntan på annan behandling. I sådana

situationer skulle det också vara lämpligt med en begränsning angående hur mycket BFR

innehållande material/avfall som får lagras på samma plats för att minska skadorna om t.ex. en brand

ändå skulle inträffa.