Recent restrictions within the EU o

Recent restrictions within the EU on the use of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs), without concomitant relaxation on fire retardancy regulations has led to an increased focus on alternative flame retardants. One such alternative are organophosphate flame retardants (PFRs), where in the US, the detection frequency of tris(1,3-dichloroisopropyl) phosphate (TDCIPP) in domestic sofas increased significantly from 24% detection in items purchased prior to 2005 to 52% in those bought post-2005 (Stapleton et al., 2012). PFRs have a wide range of uses. Along with TDCIPP, triphenyl phosphate (TPHP) and tris(2-chloroisopropyl) phosphate (TCIPP) have been used substantially to flame retard foam upholstery in cars, as well as in domestic and office applications. Moreover, non-chlorinated organophosphates like tri-n-butyl-phosphate (TNBP) are used mainly as plasticisers (Marklund et al., 2003). As PFRs are used as additive rather than reactive FRs, their emission from treated products is comparatively facile and their presence in indoor dust from countries such as Belgium, Germany, Japan, the Netherlands, Norway, Sweden, and the US has been reported (inter alia Van den Eede et al., 2011, Brommer et al., 2012, Kanazawa et al., 2010, Brandsma et al., 2014, Cequier et al., 2014, Bergh et al., 2011b and Dodson et al., 2012).

To date, studies of the adverse health effects of PFRs are scarce, thereby hampering complete understanding of their toxicity. The currently available data were reviewed recently (Van der Veen and de Boer, 2012) indicating that chlorinated alkyl phosphates are suspected carcinogens, with other effects also reported. These include: reduced thyroid hormone levels for TDCIPP (Meeker and Stapleton, 2010); contact dermatitis (Camarasa and Serra-Baldrich, 1992) and links with altered hormone levels and decreased semen quality for TPHP (Meeker and Stapleton, 2010); neurotoxicity for TDCIPP (Dishaw et al. 2011), tris(2-chloroethyl) phosphate (TCEP) (Umezu et al., 1998), and tri-cresylphosphate (TMPP) (Bolgar et al., 2008); haemolytic effects for 2-ethylhexyl diphenyl phosphate (EHDPP) (Jonsson and Nilsson, 2003); and increased risk of mucosal symptoms of sick housing syndrome linked with higher indoor concentrations of TNBP (Kanazawa et al., 2010).

While the presence of brominated flame retardants (BFRs) such as PBDEs has been characterised extensively in indoor dust from a variety of UK microenvironments (Harrad et al., 2008 and Harrad et al., 2010), as yet no data exist on concentrations of PFRs in UK indoor dust. This study therefore determines concentrations of PFRs in samples of dust from UK cars, classrooms, living rooms, and offices. To our knowledge, our study represents the broadest survey to date of PFRs in dust from microenvironment categories relevant to human exposure, as well as being the largest survey of PFRs in offices. Our data are compared to values from other countries and used to derive estimates of exposure of UK adults and young children to PFRs via dust ingestion. These exposure estimates are compared with appropriate health-based limit values (HBLVs). To evaluate the level of UK indoor contamination with PFRs relative to that of PBDEs, we compare concentrations of PFRs with those of PBDEs detected in the same samples of classroom dust. Finally, we examine our data for relationships between putative sources and concentrations of PFRs in our dust samples.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ตามล่าสุด EU การใช้ของ polybrominated ฟีนิลได ethers (PBDEs), ไม่มีความมั่นใจผ่อนคลายระเบียบ retardancy ไฟได้นำไปโฟกัสเพิ่มขึ้นบนเปลวไฟสำรอง retardants ทางเลือกหนึ่งเช่นมีเปลวไฟ organophosphate retardants (PFRs), ซึ่งในสหรัฐอเมริกา ความถี่ในการตรวจสอบของ tris(1,3-dichloroisopropyl) ฟอสเฟต (TDCIPP) ในโซฟาในประเทศเพิ่มขึ้นอย่างมีนัยสำคัญจากตรวจ 24% ในสินค้าที่ซื้อก่อน 2005 ถึง 52% ผู้ซื้อลง-2005 (Stapleton et al., 2012) PFRs มีความหลากหลายของการใช้ พร้อม ด้วย TDCIPP, triphenyl ฟอสเฟต (TPHP) และ tris(2-chloroisopropyl) ฟอสเฟต (TCIPP) มีการใช้มาก flame เสือกโฟมเบาะ ในรถยนต์ รวม ทั้ง ในประเทศและสำนักงาน นอกจากนี้ ไม่มีคลอรีน organophosphates เช่น tri-n-ด...ฟอสเฟต (TNBP) ใช้เป็น plasticisers (Marklund et al., 2003) เป็น PFRs ใช้เป็น additive แทน FRs ปฏิกิริยา การปล่อยก๊าซจากผลิตภัณฑ์บำบัดเป็นร่มดีอย่างหนึ่ง และมีการรายงานสถานะของตนในฝุ่นละอองภายในอาคารจากประเทศเบลเยียม เยอรมนี ญี่ปุ่น เนเธอร์แลนด์ นอร์เวย์ สวีเดน และสหรัฐอเมริกา (อินเตอร์อเลียเดน Eede et al., 2011, Brommer et al., 2012 คานาซาวะและ al., 2010, Brandsma et al., 2014 , Cequier และ al., 2014, Bergh et al., 2011b และ Dodson et al., 2012)วันที่ การศึกษาผลกระทบสุขภาพร้ายของ PFRs จะขาดแคลน ผลกระทบเข้าใจความเป็นพิษของพวกเขา ข้อมูลมีอยู่ในขณะนี้ได้ตรวจทานล่าสุด (Van der Veen และเดอโบ 2012) ระบุว่า alkyl คลอรีนฟอสเฟตถูกสงสัยว่าสารก่อมะเร็ง มีลักษณะพิเศษอื่น ๆ นอกจากนี้รายงานการ เหล่านี้รวมถึง: ลดระดับฮอร์โมนไทรอยด์ใน TDCIPP (Meeker และ Stapleton, 2010); ผิวหนังอักเสบติดต่อ (Camarasa และ Serra Baldrich, 1992) และเชื่อมโยงกับการเปลี่ยนแปลงระดับฮอร์โมนลดลงคุณภาพน้ำเชื้อสำหรับ TPHP (Meeker และ Stapleton, 2010); neurotoxicity TDCIPP (Dishaw et al. 2011), tris(2-chloroethyl) ฟอสเฟต (TCEP) (Umezu และ al., 1998), และ tri-cresylphosphate (TMPP) (Bolgar et al., 2008); ผล haemolytic สำหรับ 2 ethylhexyl ฟีนิลไดฟอสเฟต (EHDPP) (Jonsson และ Nilsson, 2003); และความเสี่ยงเพิ่ม mucosal อาการของกลุ่มอาการป่วยที่อยู่อาศัยเชื่อมโยงกับความเข้มข้นภายในอาคารสูงของ TNBP (วะ et al., 2010)ในขณะที่ของเปลวไฟ brominated retardants (BFRs) เช่น PBDEs ได้รับประสบการ์อย่างกว้างขวางในฝุ่นละอองภายในอาคารจาก microenvironments สหราชอาณาจักร (al. et ฮาร์ราด 2008 และฮาร์ราด et al., 2010), ที่ยังไม่มีข้อมูลอยู่ในความเข้มข้นของ PFRs ในฝุ่นภายในสหราชอาณาจักร การศึกษานี้จึงกำหนดความเข้มข้นของ PFRs ในตัวอย่างฝุ่นจากสหราชอาณาจักรรถยนต์ ห้องเรียน ห้องนั่งเล่น และสำนักงาน ความรู้ของเรา เราแสดงแบบสำรวจรับวันของ PFRs ในฝุ่นจาก microenvironment ประเภทที่เกี่ยวข้องกับการถ่ายภาพบุคคล เป็นการสำรวจที่ใหญ่ที่สุดของ PFRs ในสำนักงาน ข้อมูลเปรียบเทียบกับค่าจากประเทศอื่น ๆ และใช้ในการได้รับการประเมินการสัมผัสของเด็กหนุ่มสาวและผู้ใหญ่ของสหราชอาณาจักรกับ PFRs ผ่านฝุ่นกิน การประเมินความเสี่ยงเหล่านี้จะเปรียบเทียบกับค่าขีดจำกัดพื้นฐานสุขภาพที่เหมาะสม (HBLVs) การประเมินระดับของสหราชอาณาจักรภายในปนเปื้อนกับ PFRs สัมพันธ์ที่ PBDEs เราเปรียบเทียบความเข้มข้นของ PFRs กับ PBDEs ที่ตรวจพบในตัวอย่างเดียวกันฝุ่นห้องเรียน สุดท้าย เราตรวจสอบข้อมูลสำหรับความสัมพันธ์ระหว่างแหล่ง putative และความเข้มข้นของ PFRs ในตัวอย่างฝุ่นของเรา

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ข้อ จำกัด เมื่อเร็ว ๆ นี้ภายในสหภาพยุโรปเกี่ยวกับการใช้อีเทอร์ polybrominated diphenyl (PBDEs) โดยไม่มีการพักผ่อนไปด้วยกันกับกฎระเบียบ retardancy ไฟได้นำไปสู่การมุ่งเน้นที่เพิ่มขึ้นเกี่ยวกับสารทนไฟทางเลือก หนึ่งทางเลือกดังกล่าวมีสารทนไฟ organophosphate (PFRs) ซึ่งในสหรัฐอเมริกาความถี่การตรวจสอบของ tris (1,3-dichloroisopropyl) ฟอสเฟต (TDCIPP) โซฟาในประเทศเพิ่มขึ้นอย่างมีนัยสำคัญจากการตรวจสอบ 24% ในการซื้อสินค้าก่อนที่จะ 2005-52% ผู้โพสต์ในปี 2005 ซื้อ (เตเปิลตัน et al., 2012) PFRs มีความหลากหลายของการใช้งาน พร้อมกับ TDCIPP ฟอสเฟต triphenyl (TPHP) และ tris (2-chloroisopropyl) ฟอสเฟต (TCIPP) ได้ถูกนำมาใช้อย่างมีนัยสำคัญในการชะลอเบาะโฟมเปลวไฟในรถยนต์เช่นเดียวกับในการใช้งานในประเทศและสำนักงาน นอกจากนี้ organophosphates ที่ไม่ใช่คลอรีนเช่นไตร n บิวทิลฟอสเฟต (TNBP) ถูกนำมาใช้ส่วนใหญ่เป็น plasticisers (Marklund et al., 2003) ในฐานะที่เป็น PFRs ถูกนำมาใช้เป็นสารเติมแต่งมากกว่า FRS ปฏิกิริยาของพวกเขาจากการปล่อยผลิตภัณฑ์ที่ได้รับการรักษาค่อนข้างสะดวกและการปรากฏตัวของพวกเขาในฝุ่นร่มจากประเทศเช่นเบลเยียม, เยอรมนี, ญี่ปุ่น, เนเธอร์แลนด์, นอร์เวย์, สวีเดนและสหรัฐอเมริกาได้รับการรายงาน (ระหว่าง อนึ่ง Van Den Eede et al., 2011 Brommer et al., 2012, คานาซา et al., 2010 Brandsma et al., 2014 Cequier et al., 2014 เบิร์ก et al., 2011b และดอด et al., 2012). ในวันที่การศึกษาผลกระทบต่อสุขภาพที่ไม่พึงประสงค์ของ PFRs จะหายากจึงขัดขวางความเข้าใจที่สมบูรณ์ของความเป็นพิษของพวกเขา ข้อมูลที่มีอยู่ในปัจจุบันได้รับการตรวจสอบเมื่อเร็ว ๆ นี้ (แวนเดอร์วีนและโบเออร์ 2012) แสดงให้เห็นว่าอัลคิลฟอสเฟตคลอรีนเป็นที่สงสัยว่าสารก่อมะเร็งที่มีผลกระทบอื่น ๆ ยังมีรายงาน เหล่านี้รวมถึงระดับไทรอยด์ฮอร์โมนที่ลดลงสำหรับ TDCIPP (Meeker และสเตเปิล, 2010); ติดต่อโรคผิวหนัง (Camarasa และ Serra-Baldrich, 1992) และการเชื่อมโยงกับการเปลี่ยนแปลงระดับฮอร์โมนลดลงและคุณภาพน้ำเชื้อสำหรับ TPHP (Meeker และสเตเปิล, 2010); พิษต่อระบบประสาทสำหรับ TDCIPP (Dishaw et al, 2011.) tris (2-chloroethyl) ฟอสเฟต (TCEP) และไตร cresylphosphate (TMPP) (Bolgar et al, 2008.) (Umezu et al, 1998.); ผลกระทบ haemolytic สำหรับ 2-ethylhexyl ฟอสเฟต diphenyl (EHDPP) (จอนส์และค๊ 2003); และเพิ่มความเสี่ยงของอาการของโรคเยื่อเมือกที่อยู่อาศัยป่วยเชื่อมโยงกับความเข้มข้นที่สูงขึ้นของน้ำในร่ม TNBP (คานาซา et al., 2010). ในขณะที่การปรากฏตัวของสารทนไฟประเภทโบรมีน (BFRs) เช่น PBDEs มีลักษณะอย่างกว้างขวางในร่มฝุ่นจากความหลากหลายของ สหราชอาณาจักร microenvironments (Harrad et al., 2008 และ Harrad et al., 2010) ในขณะที่ยังไม่มีข้อมูลที่อยู่ในระดับความเข้มข้นของ PFRs ฝุ่นในสหราชอาณาจักรในร่ม การศึกษาครั้งนี้จึงเป็นตัวกำหนดความเข้มข้นของ PFRs ในตัวอย่างของฝุ่นละอองจากรถสหราชอาณาจักรห้องเรียนห้องนั่งเล่นและสำนักงาน ความรู้ของเราการศึกษาของเราแสดงให้เห็นถึงการสำรวจกว้างวัน PFRs ในฝุ่นจากหมวดหมู่ microenvironment เกี่ยวข้องกับการสัมผัสของมนุษย์เช่นเดียวกับการสำรวจที่ใหญ่ที่สุดของ PFRs ในสำนักงาน ข้อมูลของเราเมื่อเทียบกับค่าจากประเทศอื่น ๆ และได้รับมาใช้ในการประมาณการของการสัมผัสของผู้ใหญ่สหราชอาณาจักรและเด็กเล็กที่จะผ่านการบริโภค PFRs ฝุ่น ประมาณการการสัมผัสเหล่านี้จะเหมาะสมเมื่อเทียบกับค่าขีด จำกัด ของสุขภาพตาม (HBLVs) เพื่อประเมินระดับของการปนเปื้อนของสหราชอาณาจักรในร่มที่มีญาติ PFRs กับที่ของ PBDEs เราเปรียบเทียบความเข้มข้นของ PFRs กับบรรดา PBDEs ตรวจพบในตัวอย่างเดียวกันของฝุ่นละอองในห้องเรียน สุดท้ายเราตรวจสอบข้อมูลของเราสำหรับความสัมพันธ์ระหว่างแหล่งสมมุติและความเข้มข้นของ PFRs ในตัวอย่างฝุ่นของเรา

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ข้อ จำกัด ล่าสุดภายในสหภาพยุโรปในการใช้ polybrominated ไดฟีนิลอีเทอร์ ( PBDEs ) โดยไม่เกิดการผ่อนคลายกฎเกณฑ์ไฟ retardancy มี led เพื่อเพิ่มเน้นสารหน่วงเปลวไฟทางเลือก หนึ่งดังกล่าวเป็นทางเลือก ปรอท สารหน่วงไฟ ( pfrs ) ซึ่งในสหรัฐฯ การตรวจหาความถี่ของบริษัท ( 13-dichloroisopropyl ) ฟอสเฟต ( tdcipp ) โซฟาในประเทศเพิ่มขึ้นอย่างมีนัยสําคัญจากการตรวจสอบ 24 % ในรายการซื้อก่อนปี 52 % ในผู้ที่ซื้อ post-2005 ( Stapleton et al . , 2012 ) pfrs มีหลากหลายของการใช้ พร้อมกับ tdcipp ไตรฟีนิลฟอสเฟต ( , tphp ) และบริษัท ( 2-chloroisopropyl ) ฟอสเฟต ( tcipp ) ได้ถูกใช้อย่างมากเพื่อเปลวไฟหน่วงโฟมเบาะในรถยนต์เช่นเดียวกับในโปรแกรม Office ในประเทศและ นอกจากนี้ ปลอดคลอรีนออร์กาโนฟอสเฟต เช่น tri-n-butyl-phosphate ( tnbp ) ส่วนใหญ่จะใช้เป็นพลาสติกไซเซอร์ ( marklund et al . , 2003 ) เป็น pfrs จะใช้เป็นสารเติมแต่งมากกว่าปฏิกิริยา FRS เล็ดจากผลิตภัณฑ์รักษา comparatively ง่ายและการแสดงตนในฝุ่นละอองในอาคาร จากหลายประเทศ เช่น เบลเยี่ยม เยอรมนี ญี่ปุ่น เนเธอร์แลนด์นอร์เวย์ สวีเดน และสหรัฐอเมริกา มีรายงาน ( inter alia แวน เดน eede et al . , 2011 , brommer et al . , 2012 , คานาซาวะ et al . , 2010 , brandsma et al . , 2014 , cequier et al . , 2014 , เบิร์ก et al . , และ 2011b ดอด et al . , 2012 )

วัน ศึกษาผลกระทบของสุขภาพของ pfrs ขาดแคลนจึงขัดขวางความเข้าใจที่สมบูรณ์ของความเป็นพิษของพวกเขาข้อมูลที่มีอยู่ในปัจจุบันจำนวนเมื่อเร็ว ๆนี้ ( แวนเดอร์วีน และ เดอ บัวร์ , 2012 ) แสดงว่าคลอรีนอัลคิลฟอสเฟตเป็นผู้ต้องสงสัยว่าเป็นสารก่อมะเร็ง กับผลกระทบอื่น ๆรายงานด้วย เหล่านี้รวมถึง : การลดระดับไทรอยด์ฮอร์โมนสำหรับ tdcipp ( มีเกอร์ และสเตเปิล , 2010 ) และผิวหนังอักเสบ ( camarasa baldrich Serra ,1992 ) และการเชื่อมโยงกับการเปลี่ยนแปลงระดับฮอร์โมนลดลงและน้ำเชื้อคุณภาพ tphp ( มีเกอร์ และสเตเปิล , 2010 ) ; ประสำหรับ tdcipp ( dishaw et al . 2554 ) บริษัท ( 2-chloroethyl ) ฟอสเฟต ( เกี่ยวกับ ) ( เมส et al . , 1998 ) และไตร cresylphosphate ( tmpp ) ( bolgar et al . , 2008 ) ; ผล haemolytic สำหรับ 2 - เอทิลเฮกซิลไดฟีนิลฟอสเฟต ( ehdpp ) ( จอนสันและ นิลส์สัน , 2003 )และความเสี่ยงที่เพิ่มขึ้นของอาการป่วยโรคเยื่อเมือกของที่อยู่อาศัยสูงในร่มที่เชื่อมโยงกับความเข้มข้นของ tnbp ( Kanazawa et al . , 2010 ) .

ในขณะที่การปรากฏตัวของสารชะลอเปลวไฟ ( bfrs PBDEs ) เช่นมีลักษณะอย่างกว้างขวางในฝุ่นละอองในอาคารจากความหลากหลายของ UK microenvironments ( harrad et al . , 2008 และ harrad และ al . , 2010 )ยังไม่มีข้อมูลอยู่ในระดับความเข้มข้นของ pfrs ในสหราชอาณาจักร ฝุ่นในบ้าน ดังนั้นในการศึกษานี้จึงได้กำหนดความเข้มข้นของ pfrs ในตัวอย่างฝุ่นจากสหราชอาณาจักรรถยนต์ , ห้องเรียน , ห้องนั่งเล่น , และสำนักงาน ความรู้การศึกษาของเราเป็นองค์กรสำรวจวันที่ pfrs ในฝุ่นจาก microenvironment ประเภทที่เกี่ยวข้องกับการสัมผัสของมนุษย์ รวมทั้งมีการสำรวจที่ใหญ่ที่สุดของ pfrs ในสํานักงานข้อมูลของเราเมื่อเทียบกับค่าจากประเทศอื่น ๆ และเคยได้รับการประมาณการของผู้ใหญ่ที่ UK และเด็ก pfrs ผ่านการกลืนกินฝุ่น การประเมินการสัมผัสเหล่านี้เมื่อเทียบกับสุขภาพที่เหมาะสมตามค่าที่กำหนด ( hblvs ) เพื่อประเมินระดับการปนเปื้อนของสหราชอาณาจักรในร่มกับ pfrs PBDEs ญาติที่ ,เราเปรียบเทียบความเข้มข้นของ pfrs กับผู้ที่ตรวจพบในตัวอย่างเดียวกัน PBDEs ฝุ่นในห้องเรียน ในที่สุด , เราตรวจสอบข้อมูลของเราสำหรับความสัมพันธ์ระหว่างแหล่งเส้นใยและความเข้มข้นของฝุ่น pfrs ในตัวอย่างของเรา