Farlighed og DEHP

Farlighed
og
DEHP
Et 2 DM projekt fra Institut for Miljø,Teknologi og Samfund
Sommer 2000
Vejledt af:
Jette Rank og Ole Erik Hansen
Udført af:
Ole Emmik Sørensen

Farlighed og DEHP Abstract
Abstract
Phthalatet DEHP har siden 2. Verdenskrig været brugt i meget store mængder som blødgører i PVC,
og kan som følge deraf i dag findes overalt i naturen, hvor man undersøger for det. DEHP er påvist
kræftfremkaldende og var i Danmark, indtil i 1990, klassificeret som ”måske kræftfremkaldende”,
hvorefter det forsvandt fra ”listen over farlige stoffer” og siden ikke har været klassificeret.
Projektet vil ud fra klassificeringskriterier og miljøkemiske data redegøre for, hvordan viden om farlighed
etableres og undersøger bl.a., hvorfor DEHP’s klassificering som kræftfremkaldende blev fjernet
i 1990.
Ud fra et litteraturstudie og et Comet assay forsøg på regnorme, undersøges DEHP’s gentoksiske
effekt, hvor Comet assay viser, at DEHP eksponeringen medførte en signifikant gentoksicitet, som
forsøget desværre ikke formåede at reproducere pga. en metodefejl. Derudover viser kromosom afvigelses
undersøgelser i litteraturstudiet, at specielt metabolitten MEHP er mutagent, ligesom kræftundersøgelser
på mus og roter viser, at DEHP er kræftfremkaldende for gnavere. Ved at sammenligne
de miljøkemiske resultater med kriterierne for ”anmeldelse af nye stoffer”, og kriterierne for ”risikovurdering
af eksisterende stoffer”, diskuteres hvorvidt kriterierne for klassificeringen er fyldestgørende.
Konklusionen er, at både anmeldelsen af nye stoffer og risikovurderingen af eksisterende stoffer
er rigeligt omfattende, men at der er et problem i at kriterierne for klassificeringen kræver bevisførelse
frem for forebyggelse. Forsigtighedsprincippet er indskrevet i Unionstraktaten, men er ikke lovmæssigt
forankret i kriterierne for klassificering af kemiske stoffer, hvor kravet om bevisførelse har
været medvirkende til, at bl.a. DEHP blev frataget sin klassificering som kræftfremkaldende i 1990.
Da et miljøkemisk problem sjældent er sort/hvidt konkluderer projektet, at forsigtighedsprincippet bør
inkorporeres mere i klassificeringskriterierne, således at klassificeringen bygger mere på forebyggelse
frem for bevisførelse.

Farlighed og DEHP Forord
Forord
Denne rapport er skrevet i forbindelse med mit 2. dobbeltmodul på institut for Miljø, Teknologi og
Samfund på Roskilde Universitetscenter og omhandler en problematik, som det ikke har været muligt
at belyse uden uvurderlig hjælp fra følgende personer:
RUC:
Jette Rank – hovedvejleder
Ole Erik Hansen – bivejleder
Claus Heinberg – bonus vejleder
Kai Holst Andersen – sparingspartner
Klara Jensen – superlaborant
DMU:
Janeck Scott-Fordsmann
Suresh Chandra Rastogi
Lars Carlsen
Miljøstyrelsen:
Rasmus Brandt Lassen - Kemikaliekontoret
Lea Frimann - Kemikaliekontoret
Lona Olsen - Kemikaliekontoret
Henning Clausen - 13 kontor
Derudover:
Mona-Lise Binderup - Toksikologisk Institut
Jim Hart – Fødevaredirektoratet
Bent Horn Andersen – Arbejdstilsynet
Christian Ege Jørgensen – Det Økologiske Råd
Lisbeth Knudsen – Farmakologisk Institut
Kim Kåes - Folketingets EU-oplysning
Henrik & Alfred Petersen – Økologiske jordejere
Parcelgården
Jens Erik Larsen - Supergrafiker

Farlighed og DEHP Indholdsfortegnelse
Indholdsfortegnelse
1 INDLEDNING ..................................................................................................................4
1.1 PROBLEMFORMULERING OG AFGRÆNSNING ..................................................................5
1.2 MÅLGRUPPE.................................................................................................................5
2 METODE..........................................................................................................................6
2.1 PROJEKTOPBYGNING....................................................................................................6
2.2 HYPOTESER..................................................................................................................7
2.3 UNDERSØGELSES METODER...........................................................................................7
3 KEMIKALIEREGULERING ........................................................................................10
3.1 EU’S MILJØPOLITIK OG BESLUTNINGSPROCEDURER ..................................................... 10
3.1.1 Miljøgarantien...................................................................................................10
3.1.2 Miljøpolitikkens instrumenter ............................................................................11
3.1.3 Beslutningsproceduren i EU..............................................................................12
3.1.4 Lobbyisme..........................................................................................................14
3.2 KEMIKALIEREGULERINGENS HISTORIE......................................................................... 15
3.2.1 EU og miljøhandlingsprogrammerne .................................................................16
3.2.2 EINECS (European Inventory of Existing Commercial Chemical Substances) ...16
3.2.3 Forsigtighedsprincippet.....................................................................................17
3.3 DANSK MILJØLOVGIVNING ......................................................................................... 18
3.3.1 Danmark og EU ................................................................................................19
3.4 FARLIGHEDSVURDERING............................................................................................. 20
3.4.1 Anmeldelse af nye kemiske stoffer .....................................................................20
3.4.2 Risikovurdering af eksisterende stoffer.............................................................24
3.5 FAREKLASSIFICERING OG MÆRKNING .......................................................................... 28
3.5.1 Listen over farlige stoffer ..................................................................................29
3.6 OPSUMMERING.......................................................................................................... 30
3.6.1 Regulerings muligheder i Danmark og EU ........................................................30
3.6.2 Anmeldelse og risikovurdering ..........................................................................31
3.6.3 DEHP ................................................................................................................32
4 DEHP ..............................................................................................................................33
4.1 SPECIFIKATIONER ...................................................................................................... 33
4.2 FOREKOMST I NATUREN OG DAGLIGDAGEN................................................................. 34
4.2.1 Spildevandsslam................................................................................................35
4.2.2 Parcelgården......................................................................................................36
4.3 MUTATIONSTEST ....................................................................................................... 36
4.3.1 Punkt mutation ..................................................................................................37
4.3.2 DNA skade ........................................................................................................39
4.3.3 Cytogenetiske test..............................................................................................39
4.3.4 Carcinogenicitet................................................................................................41
4.3.5 Opsamling på undersøgelser...............................................................................42
4.4 PEROXISOME PROLIFERATION..................................................................................... 42
4.5 DEN SVENSKE KEMIKALIEINSPEKTIONS RISIKOVURDERING AF DEHP........................... 43
4.6 DELKONKLUSION ....................................................................................................... 43
5 UNDERSØGELSE AF DEHPS GENTOKSISKE EFFEKT VED HJÆLP AF COMET
ASSAY....................................................................................................................................45
1

Farlighed og DEHP Indholdsfortegnelse
5.1 METODE OG MATERIALER .......................................................................................... 46
5.1.1 Kemikalier.........................................................................................................47
5.1.2 Forsøgsdyr ........................................................................................................47
5.1.3 Medie ................................................................................................................48
5.1.4 Eksponeringen ..................................................................................................48
5.1.5 Udtagning og oprensning af celler ...................................................................49
5.1.6 Lysering, alkalisering og elektroforese.............................................................49
5.1.7 Aflæsning af præparater.....................................................................................50
5.2 FORSØGSGENNEMGANG ............................................................................................. 50
5.2.1 Eksponeringen ..................................................................................................51
5.2.2 Præpareringen...................................................................................................51
5.3 RESULTATER ............................................................................................................. 52
5.4 FORSØGS DISKUSSION ................................................................................................. 54
5.4.1 Comet assay ......................................................................................................55
6 DISKUSSION .................................................................................................................56
6.1 MILJØKEMISKE DATA................................................................................................. 56
6.2 REGULERINGEN ......................................................................................................... 57
6.3 KLASSIFICERINGEN .................................................................................................... 59
6.3.1 Listen over klassificerede stoffer.......................................................................59
6.3.2 EINECS .............................................................................................................59
6.4 ETABLERING AF VIDEN OM FARLIGHED ....................................................................... 60
7 KONKLUSION ..............................................................................................................63
8 LITTERATURLISTE.....................................................................................................65
9 BILAG ............................................................................................................................75
9.1 BILAG 1: REAGENSER OG APPARATUR......................................................................... 75
9.2 BILAG 2: EYAMBES TEKNIK ........................................................................................ 78
9.3 BILAG 3: FORSØGSRESULTATER .................................................................................. 79
2

Farlighed og DEHP Forkortelsesliste
Forkortelsesliste
BaP Benz-a-Pyren
BBP ButylBenzyl Phthalate
CA Chromosome Aberration (Kromosom afvigelse)
CEN Comité Européen de Normalisation (Den Europæiske standardiseringsorganisation)
CEPA Canadian Environmental Protection Act
DBP Di(n-Butyl) Phthalate
DEHP Di(2EthylHexyl) Phthalate
DEHT Di(2-EthylHexyl) Terephthalate
DG Directions Générales (General Direktorat)
DiNP Di(iso-Nonyl) Phthalate
DMSO Di Methyl Sulfoxid
DMU Danmarks Miljøundersøgelser
DnOP Di(n-Octyl) Phthalate
DnNP Di(n-Nonyl) Phthalate
DPP DiPentyl Phthalate
EC50
Effect Concentration, 50: Hvor effektkoncentrationen påvirker 50 %
EINECS European Inventory of Existing Commercial Chemical Substances
EPA Environment Protection Agency
EU Europæiske Union
GLP Good Laboratory Practice
HMP High Melting Point
IARC International Agency for Research on Cancer
IC50 Inhibitory Concentration: Koncentration hvor 50 % er hæmmet
IDA Ingeniørforeningen i Danmark
IUCLID International Unified Chemicals Information Database
Lethal Concentration, 50: Koncentration hvor 50 % dør
LC50
LD50
Lethal Dose, 50: Dosis hvor 50 % dør
LMP Low Melting Point
LOAEL Lowest Observed Adverse Effect Level
LOEC Lowest Observed Effect Concentration
LOEL Lowest Observed Effect Level
MEHP Mono(EthylHexyl) Teraphthalate
MEHT Mono(EthylHexyl) Teraphthalate
MGE Microgel Electrophoresis
NGO Non Government Organisation
NOAEL No Observed Adverse Effect Level
NOEC No Observed Effect Concentration
NOEL No Observed Effect Level
NP NonylPhenol
NPDE NonylPhenol-DiEthoxylate
PEC Predicted Environmental Concentration
PNEC Predicted No Effect Concentration
PP Peroxisome Proliferation
PVC Poly Vinyl Chloride
REC Recombination
SCGE Single Cell Gel Electrophoresis
UDS Unscheduled DNA Synthesis
WHO World Health Organisation
ØSU Det Økonomiske Sociale Udvalg
3

Farlighed og DEHP Indledning
1 Indledning
Udviklingen og brugen af kemiske stoffer er i løbet af de sidste 50 år vokset eksplosivt, idet den globale
produktion af organiske kemiske stoffer er steget fra 7 millioner tons i 1950 til over 250 millioner tons i
1997 (MST, 1997a). I mange år blev den potentielle miljø- og sundhedsmæssige fare ved at bruge kemikalier
ikke taget alvorligt, og kemikalierne blev produceret i stadig større mæn gder uden at være undersøgt
for andre egenskaber end de tilsigtede.
I dag står vi derfor overfor et enormt oprydningsarbejde, da vi ikke kender toksiciteten 1 af 75 % af de
100.000 kemiske stoffer, som vi bruger i hverdagen (EEA, 1998). Kemiske stoffer, som kan være
kræftfremkaldende, reproduktionsskadende eller potentielt giftige for det omkringliggende miljø, bruges
stadig i stort omfang, uden at vi endnu har formået at regulere brugen af dem. Vi er i dag klar over, at
disse stoffer må udpeges samt substitueres med mindre skadelige stoffer og er derfor i gang med en
omfattende risikovurdering af kemiske stoffer. Spørgsmålet er bare, hvorvidt det går hurtigt nok.
Et miljøproblem er sjældent sort/hvidt, og problemet med modstridende videnskabelige konklusioner
fører ofte miljødebatten over i en kompleks, uløselig skyttegravskrig. Skyttegravskrigen stiller økonomiske
interesser og den samfundsøkonomiske fornuft op imod en mulig økologisk langtidseffekt, som forskere
kun kan forklare hypotetisk, da de aldrig har set lignende tilfælde. Sådanne problemer resulterer i
dag i en endeløs diskussion, hvor ”for” og ”imod” en fortsat brug af kemikaliet vejes grundigt, alt imens
det stadig produceres i samme mængde som hidtil.
Plastindustrien har i de sidste 50 år brugt phthalater til produktionen af PVC, hvor phthalatet giver plastikken
den unikke spændstighed og fleksibilitet, som gør PVC til verdens mest brugte plastprodukt.
Phthalat bliver ofte refereret til som ”plast-blødgører”, og siden 2. Verdenskrig har den mest brugte
blødgører været DEHP (Di(2-EthylHexyl) Phthalat), hvor 95 %, af de 4 millioner tons der bliver produceret
årligt, bruges til fremstillingen af PVC. (Huber et al., 1996).
DEHP er reelt uopløseligt i vand, men man har i de senere år fundet det stort set overalt, hvor man har
undersøgt for det. Bl.a. er DEHP fundet på indlandsisen, 30 cm nede i sedimentet i Øresund, i jorden og
i regnvand (Pedersen og Larsen, 1996).
DEHP er i de sidste 30 år flere gange blevet påvist kræftfremkaldende for bl.a. mus og rotter – herunder
bl.a. af det danske arbejdsmiljøinstitut (Hoffman L, 1996), men da DEHP bliver brugt i de fleste
PVC produkter, er det svært at udfase. Skyttegravskrigen er i fuld gang, og diskussionen er nået et
stadie, hvor græsrodsorganisationer på den ene side mener, at DEHP bør udfases, imod industriens interesser
på den anden side, som argumenterer for, at den carcinogene 2 effekt, som er observeret i bl.a.
gnavere, ikke kan forekomme hos mennesker.
Debatten er langt fra overstået og befinder sig i dag på et stadie, hvor EU Kommissionen kræver en
sikker melding om, hvorvidt at DEHP er skadeligt for mennesker og miljø, inden en endelig regulering
kan foretages. Sverige er i dag, på vegne af EU Kommissionen, i gang med at foretage en risikovurdering
på DEHP, for at undersøge problematikken til bunds.
Indtil 1990 var DEHP klassificeret som ”muligt kræftfremkaldende” i Danmark og var anført på ”listen
over farlige stoffer”, men i 1990 blev det fjernet og har ikke siden været klassificeret, hverken i Danmark
eller i EU. Man kan undre sig over, hvorfor DEHP blev fjernet fra listen over farlige stoffer,
1 den potentielle giftighed
2 kræftfremkaldende.
4

Farlighed og DEHP Indledning
ligesom det kan undre, hvorfor et påvist kræftfremkaldende stof stadig bliver brugt i meget store mæn gder
uden at være forsøgt reguleret.
1.1 Problemformulering og afgrænsning
Problemstillingen leder frem til følgende problemformulering:
”Hvordan etableres toksikologisk viden om farlighed og hvad begrunder, at DEHP
er fjernet fra listen over farlige stoffer?”
Formålet med dette projekt er at undersøge et kemikalie som er aktuelt i miljødebatten og belyse, hvordan
den viden om farlighed etableres, som ligger til grund for en kemikalieregulering i Danmark og EU.
Som konkret eksempel på et kemikalie har jeg valgt at beskæftige mig med phthalatet DEHP, da det
har været brugt i meget store mængder i de sidste 50 år, og da det tidligere har været klassificeret som
”muligt kræftfremkaldende”, hvorfor der gør det mere relevant at undersøge, hvordan den toksikologiske
viden, om netop dette kemikalies farlighed, etableres. For at indsnævre fokus har jeg valgt kun at
beskæftige mig med gentoksicitet 3 og den deraf potentielle kræftfremkaldende virkning, da det specielt
er denne problemstilling som har været mest diskuteret.
Reguleringen af kemikalier breder sig over et stort område, da problemet er meget komplekst og bl.a.
involverer en masse samfundsøkonomiske faktorer, som jeg har valgt ikke at komme rundt om i min
rapport. Det er et bevidst valg, da jeg mener, at det er den naturfaglige vurdering samt anmeldelsen af
nye kemikalier og risikovurderingen af eksisterende kemikalier, der er interessant i forhold til problemstillingen.
For yderligere at begrænse udstrækningen af dette projekt, har jeg valgt at koncentrere mig om den
gældende lovgivning inden for EU og derved fravælge andre reguleringsniveauer som bl.a. international
lovgivning.
1.2 Målgruppe
Projektet henvender sig primært til personer med interesse indenfor kemikalieregulering og/eller miljøpolitik.
3 en eksponering der kan ødelægge cellens arvemateriale eller på anden måde påvirke generne negativt.
5

Farlighed og DEHP Metode
2 Metode
For at belyse problemstillingen er det vigtigt at identificere og udvælge de enheder, der er bærere af de
oplysninger, man, i forhold til problemstillingen, er interesseret i. Projektet vil derfor i sin gennemgang
både beskæftige sig med reguleringen af kemiske stoffer indenfor EU, samt den toksikologiske problemstilling
omkring DEHP, for derved at redegøre for hvordan toksikologisk viden om farlighed etableres.
Jeg har derfor til besvarelse af problemstillingen valgt at anvende en kobling af natur- og samfundsvidenskabelige
metoder, da jeg anser denne kombination for bedst at kunne afdække kompleksiteten i
problemstillingen. Kapitlet vil starte med at redegøre for opbygningen af projektet, hvorefter en redegørelse
af de metodiske valg jeg har taget i forbindelse med indsamlings- og databearbejdningsfaserne, er
gennemgået.
2.1 Projektopbygning
Efter at have redegjort for undersøgelsens metode, starter projektet med et kemikaliereguleringskapitel,
hvor formålet er at redegøre for den i dag gældende regulering af kemiske stoffer i Danmark og EU.
Indsigten giver, ud over en forståelse af reguleringsmulighederne, mulighed for at vurdere, hvorvidt de
gældende reguleringskriterier er omfattende nok til at redegøre for et kemikalies iboende farlighed.
Kapitlet beskriver indledningsvis EU’s miljøpolitik og kemikaliereguleringens historie, således at læs eren
der ikke kender til de forskellige beslutningsprocesser og miljøinstrumenter til regulering af kemikalier,
har mulighed for at for at få et indblik i processen. Herefter beskrives anmeldelses proceduren for nye
kemikalier samt kriterier for risikovurdering af eksisterende stoffer, som er de to måder hvorpå farlighedsvurderingen
udføres i dag. Sidst gennemgås klassificeringen af kemiske stoffer, hvorefter opsummeringen
samler op på kapitlet og reguleringen af DEHP generelt.
Efter at reguleringskapitlet har jeg indsat et kapitel om DEHP, hvor jeg gennemgår en stor del af de
miljøkemiske data der er til rådighed. Formålet er, igennem andres undersøgelser, at etablere viden om
DEHP’s miljøkemiske farlighed, og derved opsummere på den viden der er til rådighed inden for hovedsagligt
gentoksicitet.
Som supplement til litteraturstudiet vil jeg udføre et ”Comet assay” forsøg, hvor jeg undersøger DEHP
for en evt. gentoksisk effekt med regnorme som indikatorer. Undersøgelsen har aldrig været udført før 4 ,
og formålet er at etablere min egen viden om DEHP’s potentielle gentoksicitet, som kan supplere undersøgelserne
fra DEHP kapitlet. Forsøget er udført på regnorme da jeg har mulighed for at foretage
forsøget in vivo, og da regnormen er en af de første organismer der påvirkes af en effekt fra bl.a. spildevandsslam
5 . Forsøgsmetode og beskrivelse er samlet i forsøgskapitlet, således at det kan læses selvstændigt.
Projektet munder ud i en diskussion, hvor jeg vil diskutere, hvorvidt den miljøkemiske viden som er til
rådighed i dag, bliver brugt tilstrækkeligt i reguleringen af kemiske stoffer. Hvilken rationalitet hersker
der i reguleringen af kemiske stoffer? Hvilke hensyn bliver der taget og kan man med DEHP som
eksempel konkludere om reguleringen fungerer tilfredsstillende? Yderligere vil jeg komme ind på handlingsplanen
for den mængde stoffer, som endnu ikke er klassificerede, ligesom jeg vil diskutere naturvidenskabens
tvetydige rolle i miljødebatten samt forsigtighedsprincippet.
4 det har i litteraturen ikke været muligt at finde lignende undersøgelser.
5 indeholder bl.a. DEHP og spredes på marken som gødning pga. dets høje næringsværdi.
6

Farlighed og DEHP Metode
2.2 Hypoteser
Jeg har ikke tidligere arbejdet med reguleringen af kemiske stoffer i mit studie på RUC, men har beskæftiget
mig en hel del med miljøfarlige stoffer. Flere af de kemikalier jeg har arbejdet med, er på trods
af deres miljøskadelige egenskaber, endnu ikke blevet reguleret 6 , og derfor er jeg ved projektets start
en smule skeptisk for, om reguleringen af kemikalier, som er svære at substituere, overhovedet fungerer.
Denne skepsis udmunder i tre hypoteser som, udover at afspejle mit udgangspunkt til problematikken,
vil blive behandlet i diskussionen, og derved være med til at samle op på projektet.
1. Den toksikologiske viden om DEHP’s farlighed foreligger, men på grund af modsatrettede videnskabelige
konklusioner, har det indtil i dag ikke været muligt, at konkludere om DEHP er
skadeligt.
2. Industriens store økonomiske interesse i DEHP har været medvirkende til, at DEHP ikke er
blevet forbudt.
3. Forsigtighedsprincippet indgår ikke konsekvent i reguleringen.
2.3 Undersøgelses metoder
Jeg har i det følgende valgt, at beskrive undersøgelses metoderne i den rækkefølge de bliver benyttet i
projektet.
Reguleringskapitlet er hovedsageligt opbygget på baggrund af litteratur fra biblioteker, folketingets og
EU’s hjemmesider på Internettet, det økologiske råd, EU’s kemikaliekontor, lovsamlinger m.m, samt en
debatdag i IDA (Ingeniørforeningen i Danmark), hvor forsigtighedsprincippet blev drøftet (IDA, 2000).
Yderligere er de mere specifikke spørgsmål og ”up to date” information, frembragt ved interview, hvor
jeg har valgt at henvende mig direkte til den konkrete instans, hovedsageligt kemikaliekontoret.
Interviewene har både været af formel og uformel karakter. De uformelle interviews har hovedsageligt
været i forbindelse med opstilling af forsøgsmetode, hvor jeg bl.a. har fået stor hjælp fra DMU i Silkeborg
samt fra Toksikologisk Institut, hvor jeg yderligere blev vist rundt i deres laboratorier.
Ved de mere formelle interviews har jeg valgt at bruge en semistruktureret interview metode, hvor jeg
på forhånd havde et eller flere hovedemner, som jeg prøvede at holde mig inden for, men ellers prøvede
jeg at foretage interviewet som en samtale mere end en spørgerække. Denne form for interview er
mindre formel og får respondenten til at slappe mere af, specielt i situationer, hvor emnet kan føles som
et personligt angreb. En sådan situation opstår når emnet er kontroversielt, og interviewpersonen derfor
vil være på vagt eller i forsvarsposition fra interviewets start. Det uformelle aspekt vil kunne bidrage
med uforudsete relevante informationer og derved give tilgang til viden, som kun den interviewede
besidder. (Mikkelsen, 1995:75-76). Semistruktureret interview kræver, at jeg ubemærket kan holde en
struktur på samtalen, og i tilfælde af at respondenten bevidst drejer sig væk fra emnet, er det vigtigt at
jeg har de mest essentielle og direkte spørgsmål skrevet ned og parate i tasken, som en plan B.
Til den toksikologiske del af projektet har jeg været igennem en større litteratursøgning, hvoraf en stor
del af den fundne litteratur består af videnskabelige artikler. Litteraturen er bl.a. fundet ved at søge i
diverse databaser og ”citationsindeks” 7 på biblioteket, samt ved henvendelse til DMU i Roskilde og
Silkeborg, den svenske Kemikalieinspektion, Toksikologisk institut, Miljøbutikken, Miljøstyrelsen, Ener-
6 TBT, MTBE, Benzen, mm.
7 ved at bruge citationsindeks kan man ud fra en relevant artikel eller forfatter finde frem til de nyeste artikler som har refere-
ret til
7

Farlighed og DEHP Metode
gistyrelsen, Økologisk råd, WHO, EU, osv. Herudover har Internettet været til stor hjælp, da den kemiske
industri har lagt flere af deres rapporter ud til fri afbenyttelse.
Videnskabelige artikler afspejler den nyeste forskning på et specifikt område og har givet mig et bredt
overblik i min undersøgelse af DEHP. Man skal dog være opmærksom på, at en artikel ikke automatisk
fremfører den endegyldige sandhed, selvom den er blevet publiceret, og det er derfor vigtigt at være
yderst kritisk i sin bedømmelse. I det følgende har jeg indsat nogle af de parametre som jeg mener, at
man skal være opmærksom på.
Det første jeg lægger mærke til er, om artiklen er udgivet af et tidsskrift som kræver ”peer review”, hvor
artiklen bedømmes af et eksternt panel af eksperter, som har til opgave at bedømme og godkende artiklens
videnskabelighed, inden den kan publiceres. En artikel der er publiceret med ”peer review” er
pga. de mange godkendelser, ofte velformuleret og velunderbygget, hvad man dog ikke altid kan gå ud
fra.
Det næste jeg er opmærksom på er forfatterens intention med artiklen, og om der er direkte økonomiske
interesser involveret i udfaldet af forsøget. Dette vil oftest fremgå som ”acknowledgements” sidst i
artiklen. Det er måske lidt mistroisk, men det er desværre let at manipulere med naturvidenskabelige
data, og hvis et kontroversielt emne undersøges og en økonomisk eller politisk interessegruppe har postet
penge i forskningen, så bør man være mere på vagt.
Generelt er det vigtigste i en artikel, at den gør rede for undersøgelsens metode, og at forsøget kan reproduceres
ud fra artiklens beskrivelse. Metoderne bør være standardiserede, og hvis ikke de er det, bør
det fremgå klart og tydeligt hvordan og hvorfor, de afviger. Forsøgets baggrunds- og positivkontroller
skal fremstå pænt, ligesom forsøget gerne må være reproduceret, hvad dog ikke er altafgørende. Hvordan
forholder artiklen sig til statistik? Er regressionen ”en streg i en bisværm”? Er enkelte resultater
udelukkede fra konklusionen? Mere specifikke spørgsmål er forskellige fra artikel til artikel, og beror på
sund fornuft.
En anden undersøgelses metode er mit forsøg, hvor jeg valgte at udføre et Comet assay forsøg på regnorme.
Comet assay viser hvorvidt en eksponering for et givent kemikalie ødelægger DNA-strengen,
hvilket naturlige ”repair” mekanismer i cellen til en hvis grænse vil være i stand til at reparere, men som
herefter, eller på længere sigt, kan være medvirkende til sygdomme som bl.a. kræft.
Comet assay er en forholdsvis ny metode, som på en hurtig og effektiv måde kan bestemme, hvorvidt et
kemikalie er gentoksisk og, i modsætning til de fleste andre gentoksicitetsforsøg, kan bestemme gentoksiciteten
i et naturligt miljø. Comet assay kan analysere for DNA skade på alle organismer (Fairbairn
et. al.,1995), men jeg valgte at bruge regnorme på grund af de i Kapitel 2.1 nævnte årsager, og da Fødevaredirektoratets
Institut for Toksikologi kunne hjælpe mig med metoden. Yderligere havde regnormene
den fordel, at de kun behøvede at blive eksponeret i 2 døgn, og derved gjorde forsøget muligt indenfor
mit relativt snævre tidsrum.
Undersøgelsesmetoderne har jeg fundet ved litteraturstudier, ved telefonisk henvendelse til DMU i
Silkeborg samt fra Toksikologisk Institut, hvor jeg yderligere blev vist rundt i deres laboratorier og fik
lov til at øve mig i celleudtagningsteknikken.
Forsøget består af to forskellige eksponeringer, hvor jeg dels blander DEHP i en jord som har været
økologisk dyrket i 45 år, og dels tester en jord som har været gødet med spildevands slam igennem mange
år. Da forsøgskapitlet er udført så det kan læses selvstændigt, kan selve forsøgsmetoden læses i Kapitel
5.1.
8

Farlighed og DEHP Metode
Forsøget er et pilotforsøg, da der aldrig har været udført Comet assay forsøg på regnorme på RUC før, og
derfor er der en chance for at det mislykkedes. Udfaldet af forsøget er dog ikke altafgørende for projektets
resultat, da jeg med mit litteraturstudie alene vil kunne gøre rede for den information der er tilgængelig
på området og derved stadig være i stand til at diskutere, hvordan viden om DEHP’s farlighed
skabes.
9

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
3 Kemikalieregulering
Formålet med dette kapitel er at gøre rede for den i dag gældende regulering af kemiske stoffer i Danmark
og EU, for derved at kunne vurdere om reguleringskriterierne er omfattende nok til at bestemme
et kemikalies iboende farlighed.
På kemikalieområdet reguleres overordnet på ét niveau, da Danmark har implementeret EUlovgivningen
på dette felt. Derfor vil kapitlet starte med at redegøre for EU’s miljøpolitik og beslutningsprocedurer,
da en forståelse heraf er essentiel i en senere forståelse og diskussion af selve kemikaliereguleringen.
Indledningsvis vil jeg yderligere gennemgå kemikaliereguleringens historie, samt redegøre
for Danmarks muligheder for at regulere på et nationalt niveau.
Essensen i kapitlet er farlighedsvurderingen (Kapitel 3.4), som man kan springe direkte til hvis man har
godt kendskab til miljøreguleringen i Danmark og EU. Her gøres rede for de kriterier et nyt industrikemikalie
skal underkastes, samt den risikovurdering der udføres på eksisterende stoffer. Kapitlet afsluttes
med en opsummering.
3.1 EU’s miljøpolitik og beslutningsprocedurer
Miljøbeskyttelse har været på EU’s dagsorden siden 1972, hvor man startede et fem årigt miljøhandlingsprogram
for at styrke miljøbeskyttelses niveauet i medlemslandende. EU’s interesse i en fælles
miljøpolitik bunder i, at en harmonisering vil gøre handelen lettere, når miljøkrav til produkter og varer er
ens. Ved en harmonisering undgår man at enkelte medlemsstater nedprioriterer miljøet til fordel for en
billigere produktion (Moe, 1997).
Selvom miljøbeskyttelsen hele tiden har været på EU’s dagsorden, blev den først skrevet ind i formålsparagrafferne
i 1986, som ét af de områder EU skulle tage fat på for at skabe økonomisk vækst på et bær edygtigt
grundlag. Her fik den sine egne artikler, artikel 130 R, S og T, som beskriver principperne for
EU’s miljøpolitik og de beslutningsprocedurer miljøreglerne skal vedtages efter (IDA, 1998).
Artikel 130 R, S og T, arbejder nogenlunde ud fra de samme principper som den danske miljølovgivning:
forureneren betaler, forebyggelse frem for oprensning, forebyggelse ved kilden etc. Artiklerne gør
yderligere rede for, at de fastlagte regler er minimumsregler, hvor medlemslandende kan indføre strengere
regler end dem, som EU vedtager (IDA, 1998).
Artikel 130 R, S og T dækker miljøstyring, miljømærkning, emissioner, naturbeskyttelse o. l., men dækker
ikke, når der stilles miljøkrav til et produkt. Miljøkrav til et produkt er omfattet af artikel 100A om det
indre marked, hvor de såkaldte totalharmoniseringsregler gælder, hvilket i uoverenstemmelse med artikel
130 R, S og T, betyder at man ikke som enkeltland kan kræve strengere krav end resten af EU
(IDA, 1998). Også andre artikler i traktaterne har miljømæssig betydning, og overskriver på den måde
artikel 130 R, S og T. F.eks. er kravene til pesticider beskrevet i artikel 43 i landbrugsafsnittet, hvor
der som i artikel 100A, er tale om totalharmoniseringsregler (Moe, 1997).
3.1.1 Miljøgarantien
For at undgå at totalharmoniseringsreglen, i bl.a. artikel 100A, skulle få flere medlemslande til ligefrem
at lempe deres strengere krav til miljøskadelige stoffer i et produkt, så blev miljøgarantien oprettet. Miljøgarantien
forudsætter at medlemslandende kan dokumentere, at de strengere miljøkrav ønskes af rent
miljømæssige årsager, og ikke som led i en konkurrence forvridning.
10

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Miljøgarantien blev oprettet i 1986 med EF-pakken, men var på flere måder løst og mangelfuldt formuleret.
Bl.a. var det ikke specificeret, om den kun galdt regler, der var indfør t før EF-pakken trådte i kraft,
eller hvor lang tid Kommissionen måtte være om at behandle en sag.
Amsterdam traktaten der trådte i kraft den 1 maj 1999, fastlagde bl.a. nye kriterier til Miljøgarantien.
Nu er det specificeret, at hvis en medlemsstat skal indføre nye regler, så skal de være baseret på nyt
videnskabeligt belæg, og de kan kun indføres, hvis det er et problem der er specifikt for den enkelte
medlemsstat, og som er vedtaget efter vedtagelsen af harmoniseringsforanstaltningen. Yderligere er
der taget et forbehold for miljøgarantien, der hedder, at den ikke må udgøre en hindring af det indre
markeds funktion. Dette sidste forbehold betyder reelt, at Kommissionen kan afvise enhver brug af
miljøgarantien. Hvad tidsfristen for behandling af en sag angår er den nu sat til 6 mdr. (i enkelte tilfælde
dog 12 måneder), og overholder Kommissionen ikke denne tidsfrist, kan medlemsstaten opretholde de
nationale regler (EU, 1999).
Danmark har fået lov til at bruge miljøgarantien to gange, først i 1996 med PCP 8 sagen, og siden i 1999
med Creosot 9 sagen. I 1999 fik vi også vores første og eneste afslag i sagen om madsminke direktivet,
hvor vi krævede lavere grænseværdier på nitrat, nitrit og sulfit (Hansen, 2000).
3.1.2 Miljøpolitikkens instrumenter
EU retten opererer med flere forskellige typer af retsakter, som det ses i Tabel 3.1.1. De vigtigste
retsakter i miljømæssigt henseende er forordninger, direktiver, internationale aftaler og standarder, som
er gennemgået under tabellen (IDA, 1998).
Tabel 3.1.1: Liste over de forskellige typer af retsakter i EU’s miljøpolitik (IDA, 1998).
- Forordninger
- Direktiver
- Beslutninger
- Aftaler med tredjelande eller Internationale organisationer
- Henstillinger og udtalelser
- Standarder
EU-lovgivningen former sig enten som forordninger eller direktiver, hvor forordninger er direkte henvendt
til virksomheder eller personer i medlemslandende, hvorimod direktiver er krav til medlemslandende
om at lave en lovgivning indenfor et område, indenfor en given tidsfrist. Skulle et medlemsland
ikke opfylde denne tidsfrist, så er det enhver borger eller virksomheds ret, at påberåbe sig direktivets
bestemmelser.
Når EU laver internationale aftaler, som f.eks. Baselkonventionen om affald, er det EU’s ansvar at
indrette den fælles miljølovgivning således, at den følger reglerne i konventionen.
8 pentachlorphenol (PCP) er et giftigt pesticid, som især anvendes til træbeskyttelse. Ved afbrænding afgiver det store mængder
dioxin, og i Danmark indførte vi i 1977 et forbud mod brugen af PCP til andet end træbeskyttelse, og samt idig indførtes en
grænseværdi på 1 ppm for dioxin i PCP. I 1981 blev PCP forbudt i Danmark. I 1991 blev PCP reguleret i EU, hvor det nu kun
var tilladt brugt i industrianlæg til behandling af træ, og op til en grænseværdi for dioxin på 4 ppm. Danmark fik i 1996 lov til at
benytte miljøgarantien ud fra særlige nationale forhold, da vi er mere sårbare over for grundvandsforurening (Jørgensen & Boye,
1998).
9 lignende sag om træbeskyttelse, hvor EU forbød Creosot til hjemmebehandling af træ, men ikke den industrielle brug, da der
ikke eksisterer nødvendige alternativer (Jørgensen & Boye, 1998).
11

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Standarder, i form af fælles-europæiske standarder, er ikke egentlig EU-lovgivning, men fungerer alligevel
i praksis som sådan. Når et direktiv udskrives er det med en bred beskrivelse af et evt. miljøkrav,
hvorefter det er op til den europæiske standardiseringsorganisation (CEN) at udarbejde de tekniske
detailkrav og evt. testmetoder. De enkelte medlemslande har forpligtet sig til at overholde standarderne,
hvad gør CEN-mærkningen til en vigtig del af miljøreguleringen (IDA, 1998).
Ovenstående har kort gjort rede for de miljømæssigt vigtigste typer af retsakter, men hvis man i stedet
kigger på hvilken type af miljøregulering der er tale om, så kan miljøreguleringen deles op i produkt-,
proces- og miljøkvalitetsnormer.
Produktnormer retter sig imod varernes fri bevægelighed, og hvilke egenskaber der kræves af et bestemt
produkt. Produktnormerne indbefatter grænseværdier for produktets forurening, regler for anvendelse,
regler for mærkning og emballering, samt regler for afprøvningen af produktet. Produktnormer
udformes ofte som standarder (IDA, 1998).
Procesnormer udstikker regler for, hvordan der skal produceres. Der kan f.eks. være tale om grænseværdier
for udledning af bestemte stoffer til jord, vand og luft, regler for oplagring af farlige stoffer
samt normer for, hvordan forskellige anlæg skal drives.
Produkt- og procesnormer henvender sig direkte til enkeltprodukter og deres produktionsmåder, men
når man kigger på det generelle miljø og sætter maksimale grænser for koncentrationerne i selve miljøet,
så er det miljøkvalitetsnormerne, der sætter grænserne. Miljøkvalitetsnormerne forpligter medlemslandende
til at overholde grænseværdierne på deres geografiske område, og i tilfælde hvor disse ikke
overholdes, forpligtes medlemslandet til at indberette handlingsplaner, som kan redegøre for, hvordan
normen vil nås. Yderligere forpligtes medlemsstaterne til at iværksætte et overvågningsprogram for de
aktuelle recipienter, for at kunne dokumentere overholdelsen af gældende miljøkvalitetsnormer (IDA,
1998).
Det kniber gevaldigt med at overholde miljøkvalitetsnormerne i mange medlemslande, hvor der ofte
mangler handlingsplaner, overvågningsprogrammer og tilsyn. Et godt eksempel er nitratdirektivet om
udledning af nitrat fra landbruget (direktiv 91/676) hvor stort set ingen medlemslande lever op til de
fastlagte grænseværdier – heller ikke Danmark .
Hvis medlemslandende ikke lever op til traktaterne, så er det traktatkrænkelse, og så træder EU’s traktatkrænkelsesprocedure
i kraft, artikel 226 i EF-traktaten. Den indebærer at medlemslandet først får en
advarsel, og bliver der ikke fulgt op på den, bliver sagen sendt videre til domstolen, der kan pålægge
medlemsstaten diverse sanktioner. Generelt kan traktatkrænkelser let blive problematiske da EU ikke
råder over andre håndhævelsesmidler end sanktioner, og da sanktioner sjældent rammer det pågældende
land alene (Hansen, 2000).
3.1.3 Beslutningsproceduren i EU
De vigtigste institutioner, når der skal vedtages nye regler i EU, er Kommissionen, Rådet og Europaparlamentet.
Men der er også forskellige andre institutioner, der har betydning, når miljøregler skal udarbejdes,
gennemføres og fortolkes. Det drejer sig om Domstolen, Det økonomiske Sociale Udvalg (ØSU)
og regionsudvalget. Dertil kommer Miljøagenturet med sæde i København.
EU-Kommissionen
12

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Kommissionens vigtigste opgave er at formulere og fremsætte direktivforslag, men det er også Kommissionens
opgave at administrere de fælles politikker samt at repræsentere EU over for omverdenen,
f.eks. i forhold til internationale miljøaftaler. (EU, 1996)
Kommissionen består af 20 Kommissærer, og ca. 15.000 embedsmænd, som i princippet er uafhængige
af deres hjemland, da de ved tiltrædelse alle aflægger ed på deres uafhængighed. Kommissærerne repræsenterer
de 15 medlemslande således at de fem største lande hver har to Kommissærer, mens de ti øvrige
lande er repræsenteret med hver én (EU, 1996).
Kommissærerne styrer 24 generaldirektorater, som er jævnt fordelt imellem dem. Generaldirektoraterne
repræsenterer forskellige områder af lovgivningen, og deres hovedopgave er at udarbejde overordnede
strategier og kommissionsforslag. Yderligere er det bl.a. generaldirektoraternes opgave at overvåge,
om medlemsstaterne overholder de udstedte traktater. Hver Kommissær har udover de ansatte i generaldirektoratet,
et kabinet med 5-6 personer, der skal varetage den personlige rådgivning af Kommissæren
(EU, 1996).
Ministerrådet
Ministerrådet er EU’s mest magtfulde organ, hvor de enkelte landes repræsentanter stemmer om endelige
beslutninger. Det kan være regeringscheferne som mødes minimum hvert halve år, til de såkaldte
topmøder, eller det kan være de enkelte fagministre, som mødes for at træffe beslutninger for sager
vedrørende deres felt. Beslutningerne træffes ved afstemning, hvor de enkelte lande har et forskelligt
antal stemmer, afhængigt af landets størrelse. Antallet af stemmer kan ses i
Tabel 3.1.2.
Tidligere skulle stort set alle beslutninger træffes med enstemmighed, men efter EF-pakken i 1986,
Maastricht-traktaten i 1992, og Amsterdam-traktaten i 1997, er det besluttet, at de fleste spørgsmål,
herunder miljøspørgsmål, afgøres med kvalificeret flertal. Det vil sige, at der skal 62 af Rådets 87 stemmer
til for at vedtage et forslag (IDA, 1998).
Tabel 3.1.2: Stemmefordeling i EU’s Ministerråd, hvor indbyggertallet er angivet i mio. (frit efter IDA,
1998).
Land Indbyggere Antal stemmer Antal indbyggere pr stemme
Tyskland 81,2 10 8,12
Storbritannien 58,4 10 5,84
Frankrig 58 10 5,8
Italien 57,2 10 5,72
Spanien 39,2 8 4,9
Holland 15,4 5 3,08
Grækenland 10,4 5 2,08
Belgien 10,1 5 2,02
Portugal 9,9 5 1,98
Sverige 8,8 4 2,2
Østrig 8 4 2
Danmark 5,2 3 1,73
Finland 5,1 3 1,7
Irland 3,6 3 1,2
Luxemburg 0,4 2 0,2
EU i alt 370,9 87 4,26
13

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Europa-Parlamentet
Europa-Parlamentet består af 626 politikere fra de forskellige medlemslande, hvoraf de 16 er fra Danmark.
Parlamentets medlemmer er delt i forskellige politiske partigrupper, således at parlamentet bredt
repræsenterer det politiske Europa, hvis primære opgave det er at rådgive Rådet. Siden 1986 har parlamentet
yderligere haft mulighed for at blokere for vedtagelser af retsakter indenfor traktatens afsnit
om det indre marked, og efter Amsterdam-traktaten i 1997 kan parlamentet også blokere for vedtagelser
af retsakter efter miljøafsnittet (EU, 1999).
Udover at deltage i lovgivningsarbejdet skal Parlamentet godkende Kommissionen, før den kan tiltræde,
og den kan afsætte Kommissionen ved et mistillidsvotum. Det var det, der var tæt på at ske den 15
marts, 1999, hvor Kommissionen dog valgte at gå selv, pga. problemer med bl.a. nuklear sikkerhed og
sager om favoriseringer af enkeltpersoner (Hansen, 2000).
EU-domstolen
Domstolen er sammen med Kommissionen, traktatens vogter, og består af 15 dommere udpeget af
medlemslandende. Derudover er det domstolens opgave at tolke EU’s bestemmelser, hvor der er tvivl
eller uklarheder. Domstolen har således i flere tilfælde måttet tage stilling til, hvorvidt et forslag til direktiv
eller forordning var baseret på den rigtige artikel i traktaterne, og om de var i overensstemmelse
med denne. Derudover tager Domstolen stilling til sager om gennemførelse af EF-lovgivningen i medlemslandende
og afgør stridsspørgsmål i forbindelse med Kommissionens administration. Endelig tolker
Domstolen EU’s bestemmelser for de nationale domstole, hvor der er rejst tvivl om tolkningen af et
direktiv eller en forordning (EU, 1996; IDA, 1998).
Det Økonomiske og Sociale Udvalg (ØSU)
ØSU er et organ der består af repræsentanter for forskellige interessegrupper i EU – arbejdstagere,
arbejdsgivere, forbrugerorganisationer mv. Hvoraf Danmark har ni medlemmer. ØSU kan komme med
udtalelser om forslag til nye vedtagelser, som lovgivning, støtteprogrammer og grøn- og hvidbøger, men
har derudover en stærkt begrænset indflydelse (IDA, 1998).
Regionsudvalget
Som følge af Maastricht-traktatens vedtagelse blev Regionsudvalget oprettet, hvor medlemmerne er
repræsentanter for lokale og regionale myndigheder. Regionsudvalget har 222 medlemmer, hvoraf de
12 er danske, og blev oprettet ud fra en kommissionsopfattelse af, at det styrker den folkelige opbakning
at inddrage de regionale og lokale politikere i beslutningsprocessen (Hansen, 2000).
Regionsudvalget skal høres af Kommissionen og Ministerrådet i forbindelse med udformningen af retsakter,
støtteprogrammer osv., og har pga. at det er politikere, der sidder i udvalget, en større reel indflydelse
end ØSU (IDA, 1998).
Det Europæi ske Miljøagentur
Miljøagenturet har til opgave at indsamle og formidle dokumentation om miljøforhold og effekten af de
fælles miljøinitiativer, således at beslutningstagerne får et bedre grundlag for fremtidige initiativer. Agenturet
har ingen formel indflydelse på de beslutninger der træffes af EU’s institutioner.
3.1.4 Lobbyisme
Den danske definition af lobbyisme indeholder en klang af noget småfordækt, korrupt og udemokratisk,
og slår man ordet op i nudansk ordbog, så står der da også: ”person der søger (hemmelig) kontakt med
politikere for at påvirke dem” (Politiken, 1990). Men sådan opfattes det ikke i EU, hvor lobbyismen er
14

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
en integreret del af den politiske proces. Lobbyisterne er repræsentanter og ansatte fra interesseorganisationer,
som i deres arbejde åbent forsøger at påvirke eller ændre vedtagelser.
Interesseorganisationer kan være alt fra græsrodsorganisationer til industrien, som ved hjælp af input til
den igangværende diskussion prøver at overbevise embedsmænd og beslutningstagere, om hvad der
efter deres overbevisning er det mest fornuftige.
Problemet med denne form for påvirkning er, at den kræver at lobbyisterne er tilstede på det rette tidspunkt
og helst har personlig kontakt med embedsmænd i Kommissionen, hvilket er ret ressourcekrævende.
Dette gør at de små interesseorganisationer, som mindre firmaer eller græsrodsorganisationer,
ikke altid har mulighed for at påvirke beslutningerne på lige fod med den pengestærke industri.
At mulighederne for at få indflydelse ikke er ligeligt fordelt, er naturligvis et problem i et demokratisk
samfund, men på den anden side så er EU også afhængig af de saglige og velformulerede oplæg, som
lobbyisterne fremlægger. Lobbyisterne kommer ikke bare med sure opstød, der peger på de negative
konsekvenser af et stykke lovgivning, men laver i stedet et konkret stykke arbejde, som Kommissionen
kan bruge til at få overblik over sagen.
3.2 Kemikaliereguleringens historie
Den første fase i miljøbeskyttelsesarbejdet i Danmark, begyndte i 1960-70’erne, og havde karakter af
oprydning, hvor myndighederne kun greb ind overfor en umiddelbar synlig forurening. I starten af
1970’erne vurderedes miljøeffekten fra emissioner hovedsageligt som et spørgsmål om koncentrationen
af kemiske stoffer efter udledningen, såkaldte fortyndingsproblemer. Effekten i miljøet på dyre- og plantelivet
blev kun sjældent vurderet og oftest kun i situationer, hvor der forekom direkte synlige miljøskader.
Såfremt en emission skabte lokale miljøproblemer, bestod indsatsen i enten at flytte udledningsstedet
til et område med større fortyndingsevne eller som anden mulighed at etablere rensning før udledningen
(Holm et al., 1997).
Med tiden blev forureningsproblemet større og mere udbredt, og derfor oftere genstand for diskussion i
befolkningen, som i større grad engagerede sig i miljøpolitisk arbejde, som græsrodsbevægelser o.lign. I
1974 kom miljøbeskyttelsesloven, som siden dengang har reguleret emissioner af forurenende kemiske
stoffer m.m. til luft, vand, jord og undergrund, som har været/kan være skadelige for sundhed og miljø.
Miljøbeskyttelseslovens grundlæggende princip er, at stoffer der kan forurene, ikke må tilføres miljøet, og
at forureneren betaler. Dette betyder, at en virksomhed der forårsager forurening eller skaber risiko
herfor, selv skal betale for gennemførelsen af myndighedernes krav om forureningsbegrænsende foranstaltninger
(IDA, 1998).
Ifølge loven må en uundgåelig emission fra produktionen eller brugen af kemiske stoffer kun ske, således
at mennesker ikke udsættes for en direkte eller en indirekte sundhedsfare, som f.eks. forurening af
afgrøder eller drikkevand. Emissionen må heller ikke skade eller belaste det naturlige plante- og dyreliv,
og der skal tages hensyn til både lokale og globale miljøforhold.
Miljøbeskyttelsesloven blev indført for at beskytte miljøet, men det blev snart klart for politikerne, at
miljøproblemerne krævede forebyggelse, så i takt med at EU satte en grænse imellem eksisterende og
nye kemikalier (se Kapitel 3.2.2), indførte Danmark ”Lov om kemiske stoffer og produkter” (MM,
1979).
Kemikalieloven, som den bliver refereret til i dag, trådte i kraft i 1980, og havde til formål at forebygge
sundheds- og miljøskader fra kemiske stoffer og produkter. Loven skulle sikre at oplysninger om kemi-
15

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
ske stoffers toksicitet blev tilvejebragt, og startede den anmeldelsesprocedure og klassificering af farlige
stoffer, som vi kender i dag, og som er beskrevet i Kapitel 3.4.1 og Kapitel 3.5 (MM, 1979).
3.2.1 EU og miljøhandlingsprogrammerne
Efter dannelsen af det Europæiske Fællesmarked i 1972 startede man det første 5 årige miljøbeskyttelsesprogram
for at styrke miljøbeskyttelsesniveauet, og siden er miljøhandlingsprogrammer blevet en
fast tradition i EU. Det femte og sidst indførte af slagsen, er det første til at inddrage alle sektorer og
aktører i miljøpolitikken, da interessen og presset fra befolkningen er stigende (IDA, 1998).
Det femte miljøhandlingsprogram indførte såkaldte markedsbaserede instrumenter og ”horisontale støtteinstrumenter”,
da man konkluderede, at traditionel lovgivning ikke er nok til at sikre en hensigtsmæssig
beskyttelse af miljøet. Man valgte altså, at fokusere på andre markedsbaserede instrumenter bl.a.
miljøstyring, miljømærkning og miljøinformation. Udgangspunktet i forhold til miljøinformation er direktiv
90/313 om borgernes frie adgang til miljøinformation. Ved at give fri adgang til denne information opnår
man at industrien vil arbejde ekstra for at holde forureningen nede, og samtidig vil den frie adgang
styrke den politiske forbruger, som på denne måde vil få et større indblik i problemernes omfang (IDA,
1998).
Det femte miljøhandlingsprogram har en meget ambitiøs formulering i programmet:
”I 1980’erne var den vigtigste udfordring for det Europæiske Fællesskab gennemførelsen af
det indre marked, og udfordringen nu i 1990’erne er at nå bæredygtig udvikling”.
Desværre har de konkrete planer svært ved at leve op til dette formål, da en midtvejsevaluering fra det
Europæiske Miljøagentur konkluderer, at Europas miljø endnu ikke er sikret en bæredygtig udvikling
(IDA, 1998).
3.2.2 EINECS (European Inventory of Existing Commercial Chemical Substances)
For at få et overblik over hvilke kemiske stoffer, der på europæisk plan blev anvendt i perioden 1971-
1981, blev der, af industrien i EF, udarbejdet en liste over markedsførte kemiske stoffer. Listen omfatter
alle de kemikalier der var i omløb fra 1971 til 1981, og lister 100.116 kemiske stoffer. Listen er siden
blevet betegnet som EINECS listen eller puljen over eksisterende stoffer og sætter grænsen imellem
eksisterende stoffer og nye stoffer. Stoffer der ikke er opført på denne liste, betegnes derfor som
nye stoffer og skal igennem en større godkendelsesprocedure, der er beskrevet i Kapitel 3.4.1. Der er
siden 1981 testet og indført omkring 2000 nye stoffer (EEA, 1998; MST, 1996a).
Hvorvidt EINECS listen dækker den virkelige verden, er diskutabelt, da f.eks. ikke alle polymerer 10 er
medtaget på listen, og da det, ifølge miljøstyrelsen, ikke kan udelukkes, at industrien har tilført stoffer
som de kun har brugt få mikrogram af, således at de i fremtiden vil kunne undgå den omfattende anmeldelse
af et nyt kemikalie. Ser man nærmere på det danske produktregister og de registrerede kemikalier
heri, så fremgår det at den kemiske industri i Danmark bruger 11.350 kemiske stoffer, men da denne
liste ikke er fyldestgørende vurderes det af Miljøstyrelsen, at tallet er ca. 20.000. Et tal der indikerer, at
EINECS listen indeholder kemiske stoffer, som ikke bliver brugt i Danmark (MST, 1996a).
På trods af, at der i de sidste par årtier har været en større fokus på kemikalier, hvor der er undersøgt en
række af allerede markedsførte stoffer, så er det for stofferne på EINECS stadig en meget begrænset
viden, vi har om toksikologiske og økotoksikologiske effekter. I 1993 blev Rådets forordningen om eksi-
10 stoffer opbygget af en række ens molekyler, hvor det kun er antallet af molekyler der adskiller stofferne fra hinanden.
16

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
sterende stoffer sat i værk (EØF nr. 793/93), og risikovurderingen af de, på EINECS listen, 100.000
eksisterende stoffer gik i gang. Som en konsekvens af forordningen har producenterne/importørerne
indsendt data om de 2700 stoffer, der produceres eller importeres i størrelsesorden over 1000 tons pr.
år (de såkaldte ”høj-volumen” stoffer). Af indsendte data fremgår det bl.a., at kun ca. halvdelen af ”højvolumen”
stofferne er undersøgt for længerevarende giftighed, og kun 3 % er undersøgt for giftighed
for organismer der lever i jord, se Tabel 3.2.1 (MST, 1996b).
Tabel 3.2.1: Tilgængelige effektdata fra 1996, for de 2700 højvolumen stoffer der markedsføres i størst mæn gde i EU, og derfor
er anført på IUCLID (International Unified Chemicals Information Database) (Frit efter MST, 1996b).
Testet for:
17
Antal undersøgte stoffer i %
Akut giftighed * 71%
Længerevarende giftighed * 53%
Skadelige egenskaber på reproduktionsevnen * 20-30 % **
Akut giftighed overfor fisk og dafnier
51 % (fisk)
44 % (dafnier)
Akut giftighed overfor alger 30%
Giftighed mikroorganismer 21%
Længerevarende giftighed, fisk 6%
Giftighed for organismer, der lever i jord 3%
* I langt overvejende grad fastsat på baggrund af dyreforsøg med gnavere.
** Her afhænger %-angivelsen af hvilken type af undersøgelser, der refereres til (misdannelser, fertilitet
el. andet).
Datatilgængeligheden for de øvrige 97.000 eksisterende stoffer, som ikke produceres i så store mæn gder,
er meget mindre. Her anslår Miljøstyrelsen, at kun ca. 1 % er blevet undersøgt for længerevarende
giftvirkninger så som kræftfremkaldende effekter og skadevirkninger på formeringsevnen (MST,
1996b).
Ud fra de 2700 ”høj-volumen” stoffer har EU-medlemslandene, på baggrund af en prioritering, udvalgt
110 stoffer, som i første omgang skal underkastes en egentlig risikovurdering. Udvælgelsen er ikke sket
på baggrund af, hvilke der er mest miljøskadelige, men er udvalgt som de stoffer, hvor der miljømæssigt
hersker størst tvivl (Lassen, 2000). Risikovurderingerne er uddelt på de forskellige medlemslande således
at opgavefordelingen er fordelt rimeligt (EU, 1993a; EU, 1994a; EU, 1995a; EU, 1997a).
I 1993 anslog man, at man ville kunne risikovurdere 25 kemikalier om året, men siden da er kun 4 kemikalier
færdigvurderede med en godkendt vurderingsrapport, mens der i dag cirkulerer ca. 40 rapporter
rundt i de forskellige miljøstyrelser. Ud af de 4 færdigvurderede kemikalier er der stadig ikke godkendt
ét eneste direktiv der vil føre til en evt. risikoreduktion (Frimann, 2000).
Blandt de kemikalier som endnu ikke er færdigvurderet er DEHP, som den svenske kemikalieinspektion
er i gang med at risikovurdere. Jeg har fået tilsendt et udkast af denne rapport, og i Kapitel 4.5 vil
jeg sammenligne deres hidtidige konklusioner og vigtigste fremstillinger med, hvad jeg har kunne finde
af litteratur på området.
3.2.3 Forsigtighedsprincippet
Forsigtighedsprincippet blev først italesat i tysk lovgivning i 1976, hvorefter ordet har sneget sig ind i
mange nationale og internationale love og paragraffer. Princippet er indført som konsekvens af, at poli-

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
tikere, forskere og embedsmænd i dag afkræves en høj sikkerhed for sammenhængen mellem stof og
skade, og har principielt været brugt længe i danske lovgivninger. Et eksempel er ”loven om kemiske
stoffer” hvor der står: ”man skal kunne gribe ind overfor kemiske stoffer, der formodes at være farlige
for sundhed og miljø” (IDA, 2000; MST, 1998c).
I EU er forsigtighedsprincippet skrevet ind i Unionstraktaten, hvor der direkte står, at EU’s miljøpolitik
skal baseres på et forsigtighedsprincip. Hvilket blev beskrevet yderligere den 2. februar i år, hvor
Kommissionen vedtog en meddelelse om forsigtighedsprincippet, der beskriver i hvilke tilfælde, man
kan forvente at bruge princippet. Meddelelsen fylder 30 sider og viderebringer et budskab, som kan
betegnes som almindelig sund fornuft (EU, 2000; IDA, 2000).
Forsigtighedsprincippet er ikke yderligere beskrevet, og i dag findes der stadig ikke nogen definitiv
definition på det; Men kan i dag bedst beskrives som et politisk instrument til at nedbringe en umiddelbar
fare, hvor en konsekvens ikke kan konkluderes med 100 % sikkerhed (MST, 1997a).
3.3 Dansk Miljølovgivning
Miljølovgivningen i dag er meget afhængig af EU, og pga. totalharmonisering og de skærpede regler for
brug af miljøgarantien, så er det begrænset hvad Danmark foretager af egne reguleringstiltag.
Kemikaliereguleringen sker med baggrund i kemikalieloven (Lov om kemiske stoffer og produkter),
som supplerer bl.a. miljøbeskyttelsesloven, havmiljøloven, arbejdsmiljøloven og levnedsmiddellovgivningen.
Kemikalielovgivningen er ret kompliceret, hvad dels skyldes det store tekniske/faglige indhold, og
dels skyldes de mange bindinger til EU-lovgivningen (MST, 1996b). Det er karakteristisk for kemikalielovgivningen
at den, i modsætning til andre typer af lovgivning der regulerer kemikalier (f.eks. miljø-
og arbejdsmiljølovgivningen), generelt følger de kemiske stoffer fra ”vugge til grav”, og at kemikaliereguleringen
på denne måde går på tværs af traditionelle opdelinger mellem sektorer og medier. Generelt
regulerer kemikalieloven dog ikke indholdet af kemiske stoffer i almindelige varer og produkter, da de i
dag er totalharmoniserede i EU. Dette betyder at den diffuse udledning af kemiske stoffer, som vedrører
almindelige forbrugsgoder, generelt ikke er reguleret af kemikalieloven (MST, 1996b).
Af væsentlige elementer i kemikalielovgivningen kan nævnes reglerne om anmeldelse, klassificering,
mærkning og anvendelsesbegrænsning samt godkendelsesordningen for bekæmpelsesmidler. Den danske
kemikalielovgivning rummer dog også enkelte reguleringer, som ikke er harmoniseret eller som er
mere vidtgående end EU-lovgivningen. Et eksempel er forbudet mod phthalater i artikler og legetøj til
børn som er beskrevet herunder. På den måde er Danmark i forhold til EU-reguleringen, stadig et foregangsland
på kemikalieområdet, idet vi sammen med Sverige, Finland, Østrig og Holland presser på for
en bedre kemikaliepolitik i EU (Dyekjær & Jørgensen, 1999).
Der er i de senere år taget forskellige nationale initiativer på kemikalieområdet i Danmark. Miljøstyrelsen
udgav i 1997 bl.a. effektlisten, som er et signal til producenter, indkøbere, produktudviklere og alle
andre om stoffer, hvor brugen på længere sigt bør reduceres eller stoppes. Listen indeholder 1037 stoffer,
som er særligt sundheds- og miljømæssige betænkelige, hvorimellem DEHP ikke er at finde (MST,
1997b).
Fra effektlisten er 56 stoffer eller stofgrupper blevet udvalgt som specielt uønskede, og disse stoffer
udkom på en speciel liste, ”listen over uønskede stoffer”, i 1998. Denne liste skal løbende opdateres
således, at den kan sende et klart signal om, hvilke kemiske stoffer der er ved at blive udfaset. (MST,
1997a; MST, 1998a) En af de 56 stofgrupper på ”listen over uønskede stoffer” er phthalater, som ifølge
listen er medtaget af politiske årsager. Her lyder målsætningen for hele stofgruppen at:
18

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
”Stofferne ønskes begrænset på grund af de fundne koncentrationer og stoffernes sundheds-
og miljøbelastning i forbindelse med anvendelse af restprodukter som f.eks. slagger,
kompost eller slam”, og ”Stofferne ønskes begrænset på grund af stoffernes sundhedsskadelige
egenskaber” (MST, 1998a).
Som opfølgning herpå, trådte ”Handlingsplan for at reducere og afvikle anvendelsen af phthalater i blød
plast” i kraft i juni 1999, hvor målet er at reducere brugen af phthalater med 50 % i løbet af de næste 10
år. Af handlingsplanen fremgår det, at ønsket om afvikling er ud fra et forsigtighedsprincip, da phthalater
i dag bruges i meget store mængder og er spredt i stort omfang i miljøet (MST, 1999).
Handlingsplanen var allerede i gang før den blev udgivet, da Danmark fra 1 april 1999 forbød brugen af
DEHP i legetøj og artikler til børn under 3 år. Yderligere er det handlingsplanens hensigt at indføre afgifter,
at få EU til at fjerne PVC fra bl.a. biler og tekstiltryk, at producere en substitutionsvejledning til
producenter, samt en øget indsats på udviklingen af alternativer (MST, 1999).
Miljøstyrelsen forventer, at resultaterne fra risikovurderingen af en række phthalater vil forbedre beslutningsgrundlaget
for EU-initiativer på området og vil derfor samle op på handlingsplanen, når de færdige
risikovurderinger foreligger.
Et andet initiativ på kemikalieområdet kom fra Miljøstyrelsen i starten af 1999, hvor en ”strategi til en
styrket indsats på kemikalieområdet” blev udsendt. Heri kommer Svend Auken bl.a. med en idé til,
hvordan man kan komme de eksisterende stoffer, som ikke er risikovurderede til livs. Han mener, at
man bør fastsætte en dato, f.eks. år 2005, hvorefter eksisterende stoffer der endnu ikke er EU-vurderet
skal betragtes som nye stoffer og dermed underkastes en anmeldelsesprocedure, inden de tages i anvendelse.
(MEM, 1999b) Denne idé er lidt mere aggressiv end den, som ”status og perspektiver for
kemikalieområdet” kom med i 1996, hvor den foreslog et afgiftssystem, hvor et årligt listegebyr for eksisterende
stoffer, som endnu ikke var blevet risikovurderet, dels ville fremskynde industriens egen
risikovurdering, og dels blotlægge de stoffer som ikke er i brug (MST, 1996a).
3.3.1 Danmark og EU
Når EU-Kommissionen oversender et forslag til Ministerrådet, sendes det officielt til medlemslandende,
som dog uofficielt har kendt til forslaget længe inden gennem arbejdet i Kommissionens arbejdsgrupper.
Nu er det op til regeringen at afklare Danmarks holdning til forslaget, hvor miljøspørgsmål skal koordineres
internt i regeringen, imellem de forskellige ministerier der har interesse i den pågældende sag.
Til denne koordinering er der forskellige interne udvalg i regeringen, og herudover er der, for stort set
alle politikområder, udvalg, hvor der både er repræsentanter for de forskellige ministerier og for diverse
interesseorganisationer, de såkaldte specialudvalg. På miljøområdet drejer det sig om Specialudvalget
vedr. miljøspørgsmål, hvor miljøministeriet har formandsposten og fungerer som sekretariat. Repræsentanterne
er listet op i Tabel 3.3.1.
Når miljøstyrelsen modtager et forslag til en retsakt fra Kommissionen, sendes det til høring blandt Specialudvalgets
medlemmer, for på denne måde at få belyst, hvad det vil få af positive og negative konsekvenser
for Danmark, hvis forslaget bliver vedtaget i Rådet. På baggrund af denne høring udarbejdes et
såkaldt rammenotat, som beskriver forslaget samt dets økonomiske, juridiske og miljømæssige konsekvenser.
Rammenotatet sendes til orientering i folketingets arbejdsudvalg og bruges yderligere internt i
regeringen til at fastlægge, hvad Danmark skal arbejde for i forhandlingerne (IDA, 1998).
19

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Miljøstyrelsen indkalder herefter Specialudvalget til møde, hvor det diskuteres, hvad Danmark skal arbejde
for ved rådsmødet, samt hvilke punkter i forslaget, Danmark derfor kan tilslutte sig. Regeringen
afklarer herefter sin holdning til forslaget. Men før Danmarks endelige holdning til et forslag lægges
fast, kommer ministeren i samråd, først i Folketingets miljøudvalg og derefter i Folketingets Europaudvalg.
Samrådet i miljøudvalget er udelukkende orienterende, hvorimod det i Europaudvalget skal sikres
at der ikke er flertal imod regeringens holdning (IDA, 1998).
Tabel 3.3.1: Liste over medlemmer i regeringens Specialudvalg vedr. miljøspørgsmål (Frit efter IDA, 1998).
3.4 Farlighedsvurdering
Medlemmer af Specialudvalget vedrørende miljøspørgsmål
Advokatrådet Danske Elværkers Forening Kommunernes Landsforening
Akademikernes Centralorganisation De Danske Landboforeninger Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri
Amtsrådsforeningen i Danmark Danske Læskedriks Fabrikanter Landbrugsrådet
Arbejderbevægelsens Erhvervsråd Danske Vandværkers Forening Levnedsmiddelstyrelsen
Arbejdsministeriet Danske Vognmænd Miljø- og Energiministeriet
Boligministeriet Direktoratet for Arbejdstilsynet Miljøkontrollen
Bryggeriforeningen Energistyrelsen Miljøstyrelsen
DAKOFA Entreprenørforeningen NOAH
Danmarks Fiskeriforening Erhvervsministeriet RENDAN
Danmarks Miljøundersøgelser Ferskvandsfiskeriforeningen for Danmark RENO-SAM
Danmarks Naturfredning Finansministeriet Skatteministeriet
Danmarks Rederiforening Foreningen af Danske Kemiske Industrier Skov - og Naturstyrelsen
Danmarks Sportsfiskerforbund Forskningsministeriet Specialarbejderforbundet i Danmark
Danmarks Statistik Friluftsrådet Sundhedsministeriet
Dansk Familielandbrug Funktionærernes og Tjenestemændenes Fællesråd Trafikministeriet
Dansk Handel & Service GenvindingsIndustrien Udenrigsministeriet
Dansk Industri Greenpeace Danmark WWF Verdensnaturfonden
Dansk Metalarbejderforbund Det Danske Handelskammer Økonomiministeriet
Dansk Ornitologisk Forening Håndværksrådet
Dansk Skovfredning Justitsministeriet
Farlighedsvurderingen foretages i dag enten ved anmeldelse af nye kemiske stoffer, eller ved risikovurdering
af eksisterende stoffer. Reglerne er forskellige, da der er forskellige direktiver der skal følges,
og derfor har jeg i det følgende behandlet dem hver for sig.
3.4.1 Anmeldelse af nye kemiske stoffer
Når man i dag skal have et nyt kemikalie godkendt, så følger man EU’s notifikationsprocedure, hvor alle
de undersøgelser og test som kemikaliet skal gennemgå, er opridset. Men da der er forskel på anvendelsesområder
er der også forskel på godkendelseskriterierne. Først skal man definere, på hvilket område
kemikaliet skal bruges, f.eks. kosmetik-, medicinal-, levneds- og bekæmpelsesmidler, hvorefter man
skal redegøre for, hvor store mængder det drejer sig om, om kemikaliet bruges som enkeltstof, indgår
som polymer 11 , bliver brugt til forskning etc. etc (EU, 1995b).
Et nyt kemisk stof er defineret som et kemikalie, der ikke er optaget på EINECS listen, og en anmeldelse
og godkendelse skal i EU kun foretages i én medlemsstat. Anmeldelsen sker til det pågældendes
11 meget store molekyler som består af mange sammenbundne mindre elementer (monomerer) (Holtzclaw et al., 1991).
20

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
lands miljøstyrelse, hvorefter godkendelsen er standardiseret og vil gælde i alle medlemslande (EU,
1995b).
Det er dog ikke alle nye stoffer der skal godkendes. Undtagelsen gælder hvis kemikaliet indgår med
under 2% i polymerer, eller hvis produktionen ikke overstiger 10 kg/år i alle medlemsstaterne tilsammen.
Der skal dog stadig gøres rede for identitet, klassificering, mærkning og forventet forbrug (EU,
1995b).
I det følgende vil jeg redegøre for anmeldelsesproceduren for industrikemikalier som er den procedure
som en evt. ny blødgører skal gennemgå. Bekendtgørelsen er ret specifik, og omhandler kemiske stoffer
som ikke bliver brugt i områder som dem der er beskrevet i Tabel 3.4.1. Afsnittet er opbygget på baggrund
af telefon interview med Lona Olsen fra kemikaliekontoret (Olsen, 2000), samt bekendtgørelse
(BEK) Nr. 1002 af 14/12/1995 (gældende) som vedrører lovgivning LBK Nr. 21 af 16/01/1996 og lovgivning
LBK Nr. 798 af 09/11/1998 og som senere er ændret af BEK Nr. 800 af 23/10/1997 (EU,
1995b).
Tabel 3.4.1: Liste over kemiske stoffer som bekendtgørelsen om anvendelse af nye kemiske stoffer ikke omfatter (Frit efter
EU, 1995b).
Stoffer som bekendtgørelsen ikke omfatter
- Lægemidler til humanbrug og veterinærmedicinske lægemidler.
- Levnedsmidler.
- Foderstoffer.
- Radioaktive stoffer som defineret i direktiv 80/836/EØF.3).
- Blandinger af stoffer i form af affald.
- Bekæmpelsesmidler, der skal godkendes efter lovens Kapitel 7.
- Kosmetiske produkter.
Som det fremgår af Tabel 3.4.2, er godkendelsesproceduren forskellig, afhængigt af de mængder der er
planlagt produceret/importeret. Op til 100 kg kemikalie produceret/importeret pr. år i EU, skal således
kun testes for akut toksicitet (jf. § 10, stk. 3), og op til 1 ton skal yderligere undersøges for irritation,
bakteriologisk tilbagemutations test, akut toksicitet på dafnier og biotisk nedbrydning (jf. § 10, stk. 2).
Forbrug på over 1 ton pr. år, medfører en større godkendelsesprocedure. Hvor man yderligere skal redegøre
for flere akut toksicitets undersøgelser, toksicitet ved gentagen dosis, mutationsfremkaldende
egenskaber 12 , reproduktionsscreening, økotoksikologiske undersøgelser, nedbrydning, absorption/desorption
og uskadeliggørelse, se Tabel 3.4.2 (jf. § 10, stk. 1, nr. 1).
12 mutationer er genetiske skader der kan overføres til næste generation af celler (Binderup, 2000).
21

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Tabel 3.4.2: En forsimplet gennemgang af de godkendelsesprocedurer som et nyt industrikemikalie skal gennemgå for at blive
godkendt i EU. Tabellen er udført på baggrund af BEK nr. 1002 af 14/12/1995 (EU, 1995b).
Produktion Redegørelseskriterier
Godkendelses procedurer
< 10 kg - identitet, klassificering, mærkning og forventet forbrug
10 kg 100 kg * -
generelt: identitet, fremstilling, anvendelser, estimeret udsættelse i forbindelse med fremstilling, forventet forbrug, håndtering,
oplagring, transport, brand, andre farer, nødforholdsregler, emballering og stoffets fysisk-kemiske egenskaber.
- akut toksicitet: Én indgivelsesvej, for luftarter ved indånding og for alle andre gennem munden.
100 kg 1000 kg ~ - Samme som fra 10 til 100 kg, men nu skal der yderligere testes for:
- akut toksicitet: Irritation af hud og øjne samt overfølsomhed af hud.
- mutationsfremkaldende egenskaber: Bakteriologisk undersøgelse (tilbagemutationstest) med og uden metabolsk aktivering.
- økotoksikologiske undersøgelser: Akut toksicitet på dafnier.
- nedbrydning: Biotisk.
> 1000 kg - Samme som fra 100 til 1000 kg, men nu skal der yderligere testes for:
- akut toksicitet: En ekstra indtagelsesmåde, hvor det for mennesker er sandsynligt at der kan ske en indtagelse. + Applikation
på hud.
- toksicitet ved gentagen dosis: 28 dage, normalt gennem munden.
- mutationsfremkaldende egenskaber: En ekstra ikke-bakteriologisk undersøgelse til påvisning af kromosomforstyrrelse eller
skader som normalt foretages in vitro, både med og uden metabolsk aktivering. ¤
- screening for reproduktionstoksicitet.
- vurdering af stoffets toksikokinetiske reaktionsmåde, i det omfang at denne kan udledes.
- økotoksikologiske undersøgelser: Akut toksicitet på fisk, væksthæmning på alger og bakteriehæmmende effekt. #
- nedbrydning: Abiotisk. ^
- screening-undersøgelse af absorption/desorption.
- mulighed for at gøre stoffet uskadeligt: Genanvendelse, neutralisering af ugunstige virkninger og mulighed for destruktion.
*Hvis 100 kg pr. år overstiges, eller når 500 kg i alt er produceret/indført, så skal kemikaliet testes som 100 til 1000 kg.
~ Hvis 1000 kg pr. år overstiges, eller når 5 tons i alt er produceret/indført, så skal kemikaliet testes som > 1000 kg.
¤ Ved positivt resultat bør der foretages yderligere undersøgelser efter direktiv 67/548/EEC (EU, 1997b).
# de tilfælde hvor bionedbrydeligheden kan påvirkes af et stofs bakteriehæmmende effekt, skal der foretages en bakteriehæmningsundersøgelse,
inden undersøgelsen for biologisk nedbrydning igangsættes.
^ Hvis stoffet ikke er letnedbrydeligt, skal en undersøgelse af hydrolyse som funktion af pH-værdien overvejes.
Kommer forbruget af et anmeldt stof op på 10 tons pr. producent pr. år i medlemslandende som helhed
eller 50 tons pr. producent i alt, kan miljøstyrelsen kræve at anmelderen yderligere udfører en eller flere
af de undersøgelser, der er listet i Tabel 3.4.3 under niveau 1. Er tallene 100 tons pr. producent pr. år
eller 500 tons i alt, så skal anmelderen foretage de i Tabel 3.4.3 listede undersøgelser under niveau 1,
medmindre anmelderen kan godtgøre, at en given undersøgelse ikke er egnet, eller at en alternativ videnskabelig
undersøgelse bør foretrækkes. (jf. § 19 stk. 1 og stk. 2)
Kommer forbruget af et anmeldt stof op på 1000 tons pr. producent pr. år, i medlemslandende som
helhed, eller 5000 tons pr. producent i alt, skal anmelderen yderligere gennemføre et undersøgelsesprogram,
som det fremgår af Tabel 3.4.3 under niveau 2. (jf. § 19 stk. 3)
Yderligere fremgår det af bekendtgørelsen, at alle udførte undersøgelser skal fremlægges miljøstyrelsen,
også hvis den udførte undersøgelse ikke har været påkrævet (jf. § 19, stk. 4).
22

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Tabel 3.4.3: Yderligere undersøgelser som kan/skal kræves af anmelderen af et ”højvolumen” kemikalie (EU, 1995b).
Niveau 1 -
Yderligere godkendelses procedurer
yderligere fysisk-kemiske undersøgelser: kan f.eks. omfatte udvikling af analysemetoder, der gør det muligt at observere og
påvise et stof eller dets omdannelsesprodukter, samt undersøgelse vedrørende termale dekompositionsprodukter.
- fertilitetsundersøgelse: én art, én generation, han- og hunkøn, den mest hensigtsmæssige indgivelsesvej. *
- teratogenicitetsundersøgelse: én art, den mest hensigtsmæssige indgivelsesvej.
- undersøgelse for subkronisk og/eller kronisk toksicitet: én art, han- og hunkøn.
- yderligere undersøgelser vedrørende mutationsfremkaldende virkninger og/eller kræftfremkaldende virkninger.
- grundlæggende toksikokinetiske oplysninger.
- forlænget toksicitetsundersøgelse på Daphnia magna (21 dage).
- undersøgelse på højerestående planter.
- undersøgelse på regnorme.
- yderligere toksicitetsundersøgelser på fisk.
- undersøgelse med henblik på akkumulering i en art: én art, fisk foretrækkes.
- supplerende undersøgelser for nedbrydning.
- yderligere undersøgelser for adsorption/desorption, afhængigt af tidligere fundne resultater.
Niveau 2 - kronisk toksicitet.
- kræftfremkaldende virkning.
- fertilitetsundersøgelse (f.eks. 3-generationsstudie).
- toksicitetsundersøgelse for peri- og postnatale virkninger på udviklingen.
- teratogenicitetsundersøgelser på arter, der ikke blev anvendt i den tilsvarende undersøgelse på niveau 1.
- yderligere toksikokinetiske undersøgelser der omfatter biotransformation og farmakokinetik.
- yderligere undersøgelser for organspecifik eller systemisk toksicitet.
- supplerende undersøgelser for akkumulering, nedbrydning, mobilitet og adsorption/desorption.
- yderligere toksicitetsundersøgelser på fisk.
- Toksicitetsundersøgelse på fugle.
- supplerende toksicitetsundersøgelser på andre organismer.
* Hvis der kommer tvivlsomme resultater i første generation, er undersøgelse af anden generation nødvendig.
Undersøgelsesmetoder og krav til laboratorier:
Bekendtgørelsen om anmeldelse af nye stoffer gør rede for, hvor mange forskellige undersøgelser der
skal udføres, men gør ikke rede for hvordan, eller hvilken type af f.eks. mutationsfremkaldende test der
kan foretages. Hertil findes et separat direktiv 67/548/EEC, hvori Annex V: ”Methods for the determination
of physico-chemical properties, toxicity and ecotoxicity” gør rede for de forskellige testmetoder,
som officielt er anerkendt til klassificeringen (EU, 1997b).
Metoderne i Annex V, har alle OECD guidelines, og repræsenterer derved de mest anerkendte og
bedst undersøgte testmetoder, hvoraf 12 forskellige test kan undersøge for gentoksicitet. De 12 testmetoder
for gentoksicitet er indsat i Tabel 3.4.4, hvor det fremgår at der er 2 bakteriologiske tilbagemutations
assay, 2 gærcelletest, 3 undersøgelser in vivo på mammalske celler og 5 undersøgelser in vitro på
mammaliske celler.
23

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Tabel 3.4.4: Tabel over de 12 forskellige gentoksicitets test, som man ifølge Annex V, kan vælge imellem (EU, 1997b)
Gentoksicitetstest fra Annex V
- Mutagenicity (in vitro mammalian cytogenetic test)
- Mutagenicity (in vivo mammalian bone-marrow cytogenetic test, chromosomal analyse)
- Mutagenicity (micronucleus test)
- Mutagenicity (Escherichia coli – reverse mutation assay)
- Mutagenicity (Salmonella typhimurium - reverse mutation assay)
- Gene mutation (Saccharomyces cerevisiae)
- Mitotic recombination (Saccharomyces cerevisiae)
- In vitro mammalian cell gene mutation test
- DNA damage and repair (unscheduled DNA synthesis, mammalian cells in vitro)
- Sister chromatid exchange assay in vitro
- In vitro mammalian cell transformation test
- Mouse spot test
Laboratorieundersøgelser skal være udført i overensstemmelse med principperne for god laboratoriepraksis,
jfr. Erhvervsfremme Styrelsens til enhver tid gældende regler herom. Foretages undersøgelserne
udenfor Danmark, skal det pågældende lands GLP 13 -kontrolmyndighed dokumentere, at OECD’s
GLP-principper er blevet fulgt. (jf. BEK 1002 af 14/12/1995: § 26, stk. 2 og stk.3)
Behandling af data
Efter at producenten/importøren har udført de krævede undersøgelser og analyser, så kan producenten/importøren
udforme godkendelsen og anmelde stoffet til Miljøstyrelsen. Når stoffet er anmeldt, er
bekendtgørelsens krav opfyldt og Miljøstyrelsen har nu 60 dage til at gøre indvendinger og undersøge,
hvorvidt producentens anmeldelse er god nok (Olsen, 2000).
Et nyt kemikalie vil ikke umiddelbart blive forment godkendelse, hvis det har mindre heldige effekter
som bioakkumulering, reproduktionsskadende eller lignende. Kemikaliets effekter vil blive bedømt samlet,
alt afhængigt af den kontekst, som kemikaliet skal bruges i.
Hvis kemikaliet har effekter som er utilsigtede, så vil Miljøstyrelsen ud fra den samlede vurdering, klassificere
kemikaliet, og på den måde begrænse kemikaliets uheldige egenskaber i f.eks. at blive spredt i
miljøet. Selve klassificeringen er yderligere beskrevet i Kapitel 3.5.
3.4.2 Risikovurdering af eksisterende stoffer
Som en konsekvens af at forordningen om eksisterende stoffer blev sat i værk i 1993, har producenter
og importører indsendt data på de i alt 2700 eksisterende ”høj-volumen” stoffer, der produceres/importeres
i mængder over 1000 tons pr. år i EU. Disse stoffer skal i den nærmeste fremtid alle
risikovurderes, og som det er beskrevet i Kapitel 3.2.2, er man i dag i gang med de første 110 stoffer.
Dette kapitel vil ud fra EØF 793/93 (EU, 1993a), EF 1488/94 (EU 1994b) samt telefoninterview med
Rasmus Brandt Lassen (Lassen, 2000) og Lea Frimann Hansen (Frimann, 2000), begge fra miljøstyrelsens
kemikaliekontor, redegøre for den risikovurdering de eksisterende stoffer skal gennemgå.
Procedure:
13 Good Laboratory Practice.
24

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Når et land er blevet påbudt at risikovurdere et kemikalie, indsamler referenten 14 alt tilgængelig litteratur
om stoffet og vurderer, hvorvidt den kan redegøre for de af Kommissionen ønskede fakta (EU, 1994b).
For disse undersøgelser gælder samme metodekrav som til anmeldelse af nye stoffer, ligesom at undersøgelser
på GLP-laboratorier foretrækkes. Skulle dataene være mangelfulde i forhold til de krav der er
redegjort for i dette kapitel, så henvender referenten sig til Kommissionen, der påbyder producenten/importøren
at fremskaffe den manglende datamængde hurtigst muligt (EU, 1993a).
Undersøgelserne bliver vurderet af referenten, som vurderer den risiko det pågældende stof udgør for
menneske og miljø (jf. 793/93, artikel 19 nr. 3) og derudfra har mulighed for at komme med et forslag
til ændret klassificering. I tilfælde af at kemikaliet bør begrænses, skal referenten fremlægge en begræn sningsstrategi
som bl.a. skal omfatte arbejdere, forbrugere og miljø. Yderligere skal forslag til kontrolforanstaltninger
og/eller overvågningsprogrammer fremføres, samt en analyse af fordele og ulemper
ved en udfasning og muligheden for erstatningsstoffer.
Der er ingen tidsfrist for hvor lang tid det må tage at planlægge begrænsningsstrategien, men når den er
færdig, sendes risikovurderingen til Kommissionen, som fremlægger den for artikel 15 udvalget. Artikel
15 udvalget er et udvalg af repræsentanter fra medlemslandende, som har fået til opgave at tage stilling
til de udfærdigede risikovurderinger (jf. 793/93, artikel 15). Her skal vurderingen godkendes, hvorefter
Kommissionen kan starte på at udfærdige de nødvendige direktiver (Frimann, 2000).
For at få et overblik over risikovurderingskriterierne, har jeg ud fra ØEF 1488/94, konstrueret Tabel
3.4.5, Tabel 3.4.6 og Tabel 3.4.7, som gør rede for de kriterier der er pålagt risikovurderingen.
Forskellen på at anmelde et nyt kemisk stof, og risikovurdere et eksisterende stof, er at risikovurderingen
kan fastlægge de koncentrationer af stoffet, som allerede er blevet spredt i naturen. Denne indsigt
gør risikovurderingen mere præcis, og gør det lettere for referenten at definere problemets størrelse og
derved komme med forslag til eventuelle reguleringsområder.
Herudover er det svært at sammenligne risikovurderingen af et eksisterende kemikalie med anmeldelsen
af et nyt kemikalie. Anmeldelsen af et nyt kemikalie er mere udformet som en kogebog, hvorimod
vurderingsprincipperne er mindre strikse for et eksisterende kemikalie, hvad gør det meget op til referenten
at bedømme, hvornår vurderingen er fyldestgørende. Et eksempel er vurderingen af mutagenicitet
eller carcinogenicitet, hvor risikovurderingen skal undersøge om en iboende effekt forefindes. Sådanne
undersøgelser kan undersøges på mange forskellige måder, men det er ikke defineret, hvilke af
disse undersøgelse der skal udføres eller hvor mange der er påkrævet.
14 ”referenten” refererer til den kompetente myndighed i det pågældende land, som har fået til opgave at udføre risikovurderingen.
I Danmark er referenten Miljøstyrelsen, men involverer også andre berørte instititioner.
25

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Tabel 3.4.5: En sammenfatning af den risikovurdering et eksisterende kemikalie skal gennemgå, mht.
de toksiske egenskaber. Udfra bilag 1 i Kommissionens forordning nr. 1488/94 (EU, 1994b).
Virkninger
Risikovurdering: Sundhed (Toksicitet)
Akut toksicitet - LD 50, LC 50 eller hvis fast dosis metoden er brugt, den udslagsgivende dosis.
Irritation - determinere om iboende effekt forefindes.
Ætsende virkning - determinere om iboende effekt forefindes.
Sensibilisering - determinere om iboende effekt forefindes.
Toksicitet ved gentagen dosis - dosis/respons forholdet og NOAEL (eller LOAEL hvis NOAEL ikke er muligt).
Mutagenicitet - determinere om iboende effekt forefindes.
Carcinogenicitet - determinere om iboende effekt forefindes, hvis et positivt stof ikke er gentoksisk, bør NOAEL/LOAEL bestemmes.
Reproduktionstoksicitet - dosis/respons forholdet og NOAEL (eller LOAEL hvis NOAEL ikke er muligt).
Hvis der foreligger toksicitetsdata fra iagttagelser af human eksponering, f.eks. oplysninger fra giftinformationscentraler eller epidemiologiske undersøgelser,
lægges der særligt vægt på disse data i forbindelse med risikovurderingen.
Eksponeringsvurdering
Der foretages en eksponeringsvurdering for hver af de befolkningsgrupper (arbejdstagere, forbrugere og offentligheden) som kan forventes at blive
udsat for stoffet. Målet med vurderingen er at foretage et kvalitativt eller kvantitativt skøn over den dosis/koncentration som stof fet, en befolkningsgruppe
er eller kan blive udsat for. Skønnet bør tage hensyn til rumlige og tidsmæssige variationer.
Der skal tages hensyn til: - korrekt målte eksponeringsdata.
- den producerede og/eller importerede mængde af stoffet.
- den form, hvori stoffet er produceret og/eller importeret og/eller anvendes (f.eks. Stoffet selv eller som en bestanddel
af et præparat).
- anvendelses mønster og indeslutningsgrad.
- procesdata, hvor dette er relevant.
- stoffets fysisk-kemiske egenskaber, herunder i givet fald de egenskaber, processen resulterer i.
- nedbrydningsprodukter og/eller omdannelsesprodukter.
- sandsynlige eksponeringsveje og absorptionspotentiale.
- eksponeringshyppighed og -varighed.
- type og størrelse af særlige, udsatte befolkningsgrupper, hvis der foreligger oplysninger herom.
Hvis der foreligger korrekt målte, repræsentative eksponeringsdata, lægges der særlig vægt herpå i forbindelse med eksponeringsvurderingen.
Risikokarakterisering
Er NOAEL eller LOAEL fastlagt for en eller flere af de virkninger der er opført herover, skal risikokarakteriseringen af hvert af disse virkninger omfatte
en sammenligning mellem NOAEL eller LOAEL og vurderingen af den dosis/koncentration, den eller de givne befolkningsgrupper vil blive udsat for.
Hvis der ikke er fastlagt hverken NOAEL eller LOAEL skal risikokarakteriseringen af hver enkelt virkning omfatte en vurdering.
Referenten tager hensyn til:
Integrering
- den usikkerhed, der blandt andre faktorer skyldes variationer i forsøgsdataene og variationer mellem de forskellige
dyr og mellem de forskellige dyrearter.
- virkningens art og alvor.
- den befolkningsgruppe, som de kvantitative og/eller kvalitative eksponeringsdata gælder for.
En risikokarakterisering kan vedrøre mere end én potentiel negativ virkning eller befolkningsgruppe. Referenten bedømmer resultatet af risikokarakteriseringen
for hver enkelt virkning. Efter at have ført risikovurderingen til ende gennemgår referenten på ny de forskellige resultater og fremlægger
integrerede resultater vedrørende det pågældende stofs samlede toksicitet.
26

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Tabel 3.4.6: En sammenfatning af den risikovurdering et eksisterende kemikalie skal gennemgå på miljøområdet. Udfra bilag 3 i
Kommissionens forordning nr. 1488/94 (EU, 1994b).
Risikovurdering: Miljø
I den miljømæssige risikovurdering, udføres en farlighedsidentifikation, en vurdering af dosis/respons, en eksponeringsvurdering, en
risikokarakterisering og til sidst foretages en integrering af samtlige data:
Farlighedsidentifikation
Målet er at identificere den eller de virkninger, der kan give anledning til betænkeligheder, og revidere den (foreløbige) klassificering i lyset af alle
foreliggende data.
Dosis/respons
Målet er at forudberegne den koncentration af stoffet, under hvilken der ikke forventes at indtræde negative virkninger – PNEC. I det omfang det
ikke er muligt at bestemme PNEC, redegøres for dosis/respons.
PNEC kan beregnes ved at anvende en vurderingsfaktor på de værdier, undersøgelserne på organismer resulterer i, f.eks. LD50, LC50, EC50,
IC50, NOEL/C eller LOEL/C. Vurderingsfaktoren er typisk 1000 på L(E)C50 og mindre på NOEC.
Eksponeringsvurdering
Målet er at forudberegne den koncentration af stoffet, som kan forventes at blive fundet i miljøet – PEC. Hvis det ikke er muligt at fastsætte PEC,
bør et kvalitativt skøn over eksponeringen foretages.
PEC eller et kvalitativt eksponeringsskøn, behøves kun for de miljømedier, hvor der kan forudses emissioner, udledninger, bortskaffelse eller
spredning af stoffet.
PEC bestemmes af: - korrekt målte eksponeringsdata.
- den producerede eller importerede mængde af stoffet.
- den form, hvori stoffet er produceret og/eller importeret og/eller anvendes (f.eks. stoffet selv eller som del i et
præparat).
- anvendelsesmønster og indeslutningsgrad.
- procesdata, hvor dette er relevant.
- stoffets fysisk-kemiske egenskaber, navnlig smeltepunkt, kogepunkt, damptryk, overfladespænding, vandopløselighed,
fordelingskoefficient n-octanol/vand.
- nedbrydningsprodukter og/eller omdannelsesprodukter.
- sandsynlige transportveje til miljømedier og adsorptions/desorptions- og nedbrydningspotentiale.
- eksponeringshyppighed og –varighed.
Hvis der foreligger korrekt målte, repræsentative eksponeringsdata, lægges der særligt vægt herpå i forbindelse med eksponeringsvurderingen. Hvis
der anvendes beregningsmetoder til vurdering af eksponeringsniveauer, anvendes passende modeller. Hvis det er relevant i det enkelte tilfælde skal
der også tages hensyn til relevante data fra overvågningen af stoffer med tilsvarende anvendelse og eksponeringsmønstre eller tilsvarende
egenskaber.
Risikokarakterisering
For et hvilket som helst miljømedium skal risikokarakteriseringen så vidt muligt omfatte en sammenligning mellem PEC og PNEC, så PEC/PNEC-
forholdet kan udledes. Hvis PEC/PNEC-forholdet er lig med eller mindre end 1, er resultatet at der ikke på nuværende tidspunkt behøves yderligere
oplysninger og/eller undersøgelser og ej heller risikobegrænsende foranstaltninger, ud over dem der allerede er truffet. Hvis forholdet er større end 1,
bedømmer referenten på grundlag af forholdets størrelse og andre relevante faktorer, såsom de herunder indsatte, om der behøves yderligere
oplysninger og/eller undersøgelser til belysning af problemerne, eller om der behøves risikobegrænsende foranstaltninger.
PEC/PNEC >1 - indikation af bioakkumulationspotentiale.
- formen af toksicitets-/tidskurven fra økotoksicitetsundersøgelser.
- indikation af andre negative virkninger på grundlag af toksicitetsundersøgelser, f.eks. klassifikation som mutagen,
giftig eller meget giftig eller sundhedsskadelig med risikosætning R40 (-Mulig fare for uhelbredelig skadevirkning-)
eller R48 (-Alvorlig sundhedsfare ved længere tids påvirkning-).
- data om stoffer med tilsvarende struktur.
Har det ikke været muligt at udlede PEC/PNEC-forholdet, skal risikokarakteriseringen omfatte en kvalitativ vurdering af sandsynligheden for, at der
indtræder en virkning under de nuværende eksponeringsbetingelser, og/eller at der vil indtræde en virkning under de forventede eksponeringsbetingelser.
Vurderingen skal foretages med hensyn til relevante faktorer, samt udfra ovenstående punkter.
Integrering
Risikokarakteriseringen kan vedrøre mere end ét miljømedium, og det er derfor op til referenten at bedømme resultaterne af risikovurderingen for
hvert miljømedium. Efter at have ført risikovurderingen til ende gennemgår referenten på ny de forskellige resultater og fremlægger integrerede
27

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
resultater vedrørende de samlede miljøvirkninger af det pågældende stof.
Tabel 3.4.7: En sammenfatning af den risikovurdering et eksisterende kemikalie skal gennemgå, mht. de fysisk-kemiske egenskaber.
Udfra bilag 2 i Kommissionens forordning nr. 1488/94 (EU, 1994b).
Risikovurdering: Sundhed (fysisk-kemiske egenskaber)
I risikovurderingen tages der hensyn til de potentielle negative virkninger, som kan indtræde for følgende befolkningsgrupper, der eksponeres for
stoffer med følgende egenskaber.
Vurderingen skal yderligere redegøre for farlighedsidentifikation, eksponeringsvurdering, risikokarakterisering og integrering.
Befolkningsgrupper - Arbejdstagere.
- Forbrugere.
Egenskaber - Eksplosiv.
Farlighedsidentifikation
Eksponeringsvurdering
Risikokarakterisering
Integrering
- Offentligheden eksponeret indirekte gennem miljøet.
- Antændelig.
- Brandnærende.
- Målet er at identificere den eller de virkninger, som kan give anledning til betænkeligheder, og revidere den
(foreløbige) klassificering i lyset af alle foreliggende data.
- Hvis risikokarakteriseringen skal gennemføres er det nødvendigt at fastlægge de anvendelsesbetingelser, der
kendes eller med rimelighed kan forudses.
- Risikokarakteriseringen omfatter vurdering af sandsynligheden for, at der vil indtræde en negativ virkning under
de kendte med rimelighed forudsigelige anvendelsesbetingelser. Referenten anfører resultaterne af
risikokarakteriseringen.
- En risikokarakterisering kan vedrøre mere end én potentiel negativ virkning eller befolkningsgruppe. Referenten
bedømmer resultatet af risikokarakteriseringen for hver enkelt virkning. Efter at have ført risikovurderingen til
ende gennemgår referenten på ny de forskellige resultater og fremlægger integrerede resultater.
3.5 Fareklassificering og mærkning
Fareklassificeringerne og mærkningsreglerne i EU er totalharmoniserede og har til formål at beskytte
kemikaliebrugerne ved at advare om kemikaliernes farlige egenskaber, samt at give passende generelle
håndterings og bortskaffelsesanvisninger.
Fareklassificeringen kommer til udtryk ved en mærkning i form af et stort bogstav, samt
et tilhørende symbol. F.eks. er fareklassen og -symbolet for ”meget giftige” kemikalier
henholdsvis et Tx og et dødningehoved, for ”sundhedsskadelige” stoffer er det Xn og et
Andreaskors, mens det for ”miljøfarlige” kemikalier er N og et symbol med en død fisk
og et vissent træ (MEM, 1999a).
Klassificerings- og mærkningssystemet består herudover af forskellige standardiserede ”Risikosætninger”
(R-sætninger) og ”Sikkerhedssætninger” (S-sætninger). De førstnævnte består af en nærmere beskrivelse
af typen og graden af fare for et kemikalie i en given fareklasse, hvor S-sætningen giver generelle
anvisninger, der kan bruges for sikker håndtering, anvendelse og evt. bortskaffelse af et farligt
kemikalie.
Hvis et kemisk produkt indeholder over 0,1 % af et kemikalie, der er klassificeret som reproduktionsskadende
eller kræftfremkaldende, så må det ikke sælges i detailhandelen. Indeholder det kemiske produkt
mindre end 0,1 % så må det godt sælges, men skal mærkes med etiketter afhængigt af fareklassificeringen.
Dette gælder kun for kemiske produkter, som bl.a. maling (Frimann, 2000).
28

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
I eksemplet med DEHP skal plastikmaling indeholdende over 0,1 % DEHP derfor mærkes med henholdsvis
reproduktionsskadende eller kræftfremkaldende, hvis DEHP klassificeres i en af disse kategorier.
PVC som i gennemsnit består af 30 % DEHP, skal derimod ikke mærkes, da PVC er et materiale
og ikke et kemisk produkt. Derfor vil en evt. reduktion af DEHP i PVC, kun kunne ske igennem en
begræn sningsstrategi, som beskrevet i Kapitel 3.4.2 (Frimann, 2000).
Indtil starten af 1990’erne kunne et kemikalie kun klassificeres som skadeligt over for mennesker, men
siden 1991 er det blevet muligt at klassificere et kemikalie som ”miljøfarligt”. En sådan klassificering
gælder dog kun for stoffer og ikke for produkter som resten af klassificeringerne, da der endnu ikke er
fastlagt kriterier til miljøklassificeringen af et produkt (EU, 1997c, § 5, stk. 2; Petersen, 2000).
Klassificeringen som ”miljøfarligt” kræver ifølge bekendtgørelse nr. 801 af 23/10/97, en akut toksicitet på
minimum 1 mg/l for fisk, dafnier og alger (hhv. LC50, EC50 og IC50), eller at stoffer er giftigt for dyr,
organismer i jordbunden eller bier, samt hvis det kan forårsage uønskede langtidspåvirkninger i miljøet
(EU, 1997c). Men bekendtgørelsen opgiver kun klassificeringskriterier for vandmiljøet, så derfor ringede
jeg til Henning Clausen fra Miljøstyrelsens 13 kontor, som kunne fortælle mig at klassificeringen af et
kemikalie som ”miljøfarligt” kun teoretisk omhandler andet end vandmiljøet. Man har i EU endnu ikke
kunne komme til enighed om kriterierne, og derfor kan et kemikalie kun klassificeres som ”miljøfarligt”,
hvis det er skadeligt for vandmiljøet. Med andre ord kan et kemikalie som er skadeligt for jordorganismer
eller planter, endnu ikke klassificeres som ”miljøfarligt”, da kriterierne herfor ikke findes.
Så selvom der siden 1991 har været R-sætninger som: R54, R55, R56, R57 og R58, der klassificerer et
stof som giftigt over for henholdsvis planter, dyr, jordorganismer, bier og langtidspåvirkning af miljø, så
kan de ikke bruges, da klassificeringskriterierne ikke er fastlagt (Clausen, 2000; MM, 1991; MM, 1993;
MEM, 1997; MEM, 1999a).
3.5.1 Listen over farlige stoffer
Kemikalielovens § 21 lyder: ”Miljø- og energiministeren kan udarbejde en liste over stoffer, der er
klassificeret som farlige, med angivelse af klassificeringen og krav vedrørende emballering, mær kning
og anvendelse, der gælder for hvert stof på listen og for produkter, hvori stoffet indgår”. På baggrund
heraf, har ”listen over farlige stoffer” siden 1975 regelmæssigt været udgivet, hvorpå alle fareklassificerede
stoffer, der er klassificerede efter direktiv 67/548/EØF, er opført (Petersen, 2000).
Klassificeringen, og dermed listen over farlige stoffer, er et vigtigt instrument i reguleringen af kemiske
stoffer, idet den krævede mærkning er et signal til producenten, om at stoffet er uønsket, samtidig med
at det hæmmer salget af de mærkede produkter. Hvem vil f.eks. købe vaskepulver med et dødningehoved
på?
Producenter og importører af farlige stoffer har siden 1981 selv skullet klassificere og mærke deres
markedsførte produkter, i overensstemmelse med EU’s mærkningsvejledning. Denne selvjustits har dog
ikke fungeret optimalt, men pga. de skærpede regler om risikovurdering, så klassificeres flere og flere
stoffer, og listen over farlige stoffer er da også vokset fra ca. 1500 stoffer i 1988, til over 5000 stoffer i
dag. (MST, 1988; MST, 2000; MEM 1999a).
Harmoniseringen af bl.a. kræftfremkaldende stoffer i EU har også fjernet kemikalier fra listen, da en
national klassificering kun gælder, indtil der foreligger en klassificering fra EU. Således var 23 stoffer,
som vi i Danmark havde klassificeret som sundhedsskadelige, ikke medtaget på den europæiske klassificeringsliste,
hvilket Kongeriget Danmark, den 13. august 1987, underrettede Kommissionen om. Flere
af de 23 stoffer blev optaget på den europæiske klassificeringsliste, men DEHP var ét af de stoffer,
29

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
hvor flertallet i en ekspertgruppe fra de europæiske medlemslande, ikke mente at beviserne for en
kræftfremkaldende eller irriterende effekt var tilstrækkelige. Denne ekspertgruppe skulle, modsat den
risikovurdering vi kender i dag, arbejde med de dengang tilgængelige data, og havde ikke mulighed for
at kræve yderligere informationer (Hart, 2000). Kommissionen påbød derfor, den 25 Juli 1990, at Danmark
skulle fjerne DEHP fra ”listen over farlige stoffer” senest den 1 januar 1991 (EU, 1990).
Indtil 1990 var DEHP i Danmark klassificeret som R 45-38 (muligt kræftfremkaldende og hudirriterende)
og S 53-44 (Undgå enhver kontakt, ved ildebefindende – søg læge) (MM, 1988).
Arbejdstilsynets liste over Kræftfremkaldende stoffer er baseret på WHO’s kræftforskningsinstitut,
IARC (International Agency for Research on Cancer) og har på listen fra 1996 stadig DEHP anført
som kræftfremkaldende (Arbejdstilsynet, 1996). Siden har IARC dog omklassificeret DEHP fra kræf tfremkaldende
i kategori 2 15 til kræftfremkaldende i kategori 3 16 (IARC, 2000), men ifølge Bent Horn
Andersen fra Arbejdstilsynet vil DEHP fortsat forblive på deres kræftliste. Det kan de tillade sig, da det
er en national liste, som vejleder de danske arbejdere og derfor ikke falder ind under de europæiske
harmoniseringskrav (Andersen, 2000).
Så selvom bl.a. Arbejdstilsynet stadig er skeptiske mht. klassificeringen af DEHP, så konkluderer Miljøstyrelsen
at: ”Et kemisk stof defineres som farligt, hvis stoffets eller produktets indholdsstoffer er optaget
på listen over farlige stoffer” (MST, 2000), hvad efterlader DEHP som ikke farligt.
3.6 Opsummering
For at gøre opsummeringen så overskuelig som muligt, er den delt op i tre afsnit hvor den kort vil gøre
rede for reguleringsmulighederne af kemikalier i Danmark og EU opfulgt af et afsnit om anmeldelse og
risikovurdering. Herefter vil opsummeringen afslutningsvis redegøre for reguleringen af DEHP.
3.6.1 Regulerings muligheder i Danmark og EU
For at fastlægge og kategorisere de i Europa brugte kemikalier, blev direktivet om klassificering og
mær kning indført i EU. Direktivet bygger i høj grad på tanken om bevisførelse for en evt. effekt, og
overskriften i direktivet er da også harmonisering i stedet for miljø/sundhedsbeskyttelse. Harmoniseringen
har skærpet miljøkravene i en stor del af de europæiske lande, men har samtidig tendens til at være
”en kæp i hjulet” for miljøforbedrende initiativer for enkeltlandende i EU.
Miljøgarantien, som skal sikre enkeltlandendes højere miljøkrav, har efter Amsterdamtraktaten krævet at
en miljøforbedring ikke må modsætte sig det indre markeds funktion, hvilket betyder at Kommissionen til
enhver tid kan afslå en ansøgning om brug heraf.
Lobbyisme foregår overalt, hvor der diskuteres et politisk emne, men iforhold til Danmark, så er lobbyismen
i EU en integreret del af hverdagen, hvor lobbyisterne dagligt bruges til at udrede problemstillinger
eller give gode råd til politikerne. I Danmark er lobbyismen mere lyssky og kan officielt kun redegøre
for deres holdninger i såkaldte specialudvalg, hvor de indkaldte parter har lov til at diskutere på nogenlunde
lige vilkår. I EU har alle lobbyister lige vilkår for at påvirke politikerne, men der sker alligevel
en skævvridning iforhold til at industrien har store økonomiske interesser på spil, og derved har mulighed
for at ansætte flere lobbyister.
15
IARC’s klassificering af kræftfremkaldende stoffer i kategori 2 er forskellig fra EU’s klassificering, og står for: ”stoffer, der
sandsynligvis er kræftfremkaldende for mennesker” (Wallin, 1999).
16
IARC’s klassificering af kræftfremkaldende stoffer i kategori 3 er forskellig fra EU’s klassificering, og står for: ”stoffer der
ikke er klassificerbare som kræftfremkaldende for mennesker” (Wallin, 1999).
30

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
Når et forslag skal til afstemning i EU, så ender det i sidste instans i Ministerrådet, som består af i alt 87
repræsentanter fra de 15 medlemslande, hvoraf Danmark har 3 stemmer. For at et forslag kan godkendes
skal der være et flertal på 62 stemmer.
Danmark er i øjeblikket i gang med en handlingsplan, hvis målsætning er at udfase 50 % af de phthalater
der bliver brugt i dag og har bl.a. for nylig forbudt phthalatet DEHP i legetøj og artikler til børn under
tre år, på trods af at der i EU endnu ikke foreligger et lignende forbud. Danmark har yderligere en masse
initiativer og strategier i gang på kemikalie området, hvor Svend Auken bl.a. forestiller sig at vi skal
sætte en dato, f.eks. år 2005, hvorefter alle ”ikke risikovurderede” eksisterende stoffer, burde anses
som nye stoffer og derved underkastes en anmeldelsesprocedure. Hvorvidt en sådan målsætning ikke er
lige lovlig ambitiøs, kan kun tiden vise.
Klassificeringen af kemiske stoffer er et vigtigt instrument i kemikaliereguleringen, da en klassificering
som kræftfremkaldende, reproduktionsskadende eller miljøfarlig, er et signal til producenten om at de
pågældende stoffer er uønskede. Samtidig er en klassificering med til at hæmme salget af den pågældende
vare, da en mærkning som miljøskadeligt eller kræftfremkaldende på f.eks. vaskepulver, ikke vil være
med til at fremme salget.
I 1991 blev klassificeringen som ”miljøfarlig” indført, men i dag, ni år efter, er man i EU stadig ikke
kommet til enighed om de klassificeringskriterier, der omhandler andet end effekten på vandmiljøet. Der
findes dog R-sætninger der omhandler det øvrige miljø, som f.eks. R56: ”giftig for organismer i jordbunden”,
men da klassificeringskriterierne ikke er fastlagt, så er de endnu ikke blevet brugt.
Mærkningsreglerne gælder kun kemiske produkter og ikke materialer, så i et tilfælde som PVC, som
typisk indeholder 30 % DEHP, vil det ikke kræve en mærkning af PVC, selvom DEHP skulle blive
klassificeret som f.eks. kræftfremkaldende.
3.6.2 Anmeldelse og risikovurdering
I 1981 afsluttede industrien sin liste over eksisterende stoffer i Europa (EINECS), som omfattede
100.116 stoffer, hvoraf man kun kendte miljøeffekten af et meget lille antal. Grunden til at indføre denne
liste var at man behøvede et ”nulpunkt”, for at kunne starte en klassificering af de eksisterende
stoffer, hvorefter alle nye kemikalier skulle igennem en omfattende anmeldelse, før de kunne indføres
på det europæiske marked.
Allerede dengang var der skepsis over listens omfattende størrelse, da industrien blev beskyldt for at
indføre stoffer på listen, som endnu ikke blev brugt, og derved kunne undgå den fremtidige anmeldelse
af nye stoffer. Miljøstyrelsen vurderer i dag, at der kun bliver brugt 20.000 kemikalier i Danmark.
Siden 1981 er der indført ca. 2000 nye stoffer, som alle er blevet undersøgt efter de nye anmeldelseskriterier.
Anmeldelsen er omfattende og ser umiddelbart fornuftig ud.
Risikovurderingen for eksisterende kemikalier gik i gang i 1993, og der er i dag påbegyndt 110 vurderinger
fordelt på de 15 medlemslande. I dag, 7 år efter de første risikovurderinger blev påbegyndt, er kun
4 risikovurderinger færdiggjort, og ingen af dem har endnu ført til miljømæssige tiltag. Risikovurderingen
er meget omfattende, hvad den skal vær e, men som den fungerer i dag, er den alt for langsom, når man
stadig har 2700 høj-volumen stoffer i EU, som ikke er ordentligt undersøgt.
Det er svært at sammenligne anmeldelsen af nye stoffer med risikovurderingen af eksisterende stoffer,
da risikovurderingen kan være mere eller mindre omfattende, alt efter hvor meget litteratur der foreligger,
og hvor meget litteratur som referenten kræver. Risikovurderingen har den fordel i forhold til an-
31

Farlighed og DEHP Kemikalieregulering
meldelsen af nye kemikalier, at den kan undersøge, hvorvidt det brugte kemikalie er spredt i miljøet og
derved bedre vil kunne vurdere stoffets iboende farlighed.
På den anden side er anmeldelsen af nye stoffer mere åben over for en regulering, da det pågældende
stof ikke bliver brugt af pengestærke producenter, og det derfor ikke kræver en økonomisk diskussion
førend et evt. forbud indtræder.
3.6.3 DEHP
DEHP var i Danmark klassificeret som ”måske kræftfremkaldende for mennesker” indtil 1990, hvor et
ekspertudvalg under EU, fastslog at de danske argumenter for DEHP’s kræftfremkaldende effekt ikke
var fyldestgørende, og at DEHP derfor ikke måtte klassificeres som sådan. Siden har DEHP ikke været
klassificeret og er derfor ikke at finde på ”listen over farlige stoffer”.
”Effektlisten” er et af de få nationale reguleringsinitiativer på kemikalieområdet i Danmark, og indeholder
1037 særligt sundheds- og miljømæssige betænkelige stoffer, hvorpå DEHP heller ikke er at finde. Til
gengæld er DEHP med på ”listen over uønskede stoffer”, som paradoksalt nok hovedsageligt er udtaget
fra ”effektlisten”, men da phthalater har været meget omdiskuteret i de seneste år, så er hele phthalatstofgruppen
medtaget af politiske årsager.
I dag er Danmark i gang med en handlingsplan, hvis mål det er at udfase 50 % af de i dag brugte
phthalater over de næste 10 år.
32

Farlighed og DEHP DEHP
4 DEHP
Formålet med dette kapitel er at gøre rede for de data der er til rådighed omkring DEHP’s gentoksicitet
og kræftfremkaldende egenskaber, samt at redegøre for specifikationer og forekomst i naturen.
Af effekter som kapitlet ikke omhandler, kan nævnes reproduktionsskade hos mus og rotter (Agarwal,
1985; Kemi, 2000; Parmer et al., 1995; Singh et al., 1974) ved doser ned til 3 x 1 ml/kg (Autian, 1982).
Yderligere er der fundet østrogenlignende effekter for DEHP i forsøg med brystceller fra et menneske,
hvor celledelingen steg signifikant ved koncentrationer på ned til 10 ìM. (Blom et al., 1998) Et lignende
forsøg af Harris et al.(1997) viser dog ingen signifikans ved 10 ìM, som her var den højest testede
koncentration. Sidstnævnte er et godt eksempel på at tilsyneladende ens undersøgelser kan vise forskellige
resultater, hvad dette kapitel vil komme med flere eksempler på.
Til sidst i dette kapitel vil jeg kort gennemgå det nyeste udkast fra den svenske kemikalieinspektion,
som er i gang med at risikovurdere DEHP for den Europæiske Kommission. Udkastet som jeg har fået
tilsendt fra Gregory Moore 17 den 29 marts i år (2000), indeholder ikke en endelig konklusion, men giver
mig mulighed for at vurdere hvilke undersøgelser der er medtaget i vurderingen, og hvordan denne er
foretaget.
4.1 Specifikationer
Di(2-Ethyl-Hexyl)Phthalate:
O
O
O
O
• Cas-nr. : 117-81-7
• EINECS nr.: 204-211-0
• Molvægt: 390,56 g/mol
• Farveløs væske
• Densitet: 0,986 g/l (Othmer, 1996)
• Vandopløselighed:
- 0,12 μM (OECD, 1979)
- 0,26μM (Thomsen & Carlsen, 1998)
- 0,77-1,02 μM (Hoffmann, 1996)
• Log K ow:
- 9,64 (Leyder & Boulanger, 1983)
- 7.5 (Kemi, 2000)
Figur 4.1.1: Strukturafbildning af DEHP, samt enkelte relevante specifikationer.
17 ansvarlig for risikovurderingen i den svenske kemikalieinspektion.
33

Farlighed og DEHP DEHP
Phthalater er en gruppe af stoffer der består af en benzenring, esterficeret med to alkylkæder af variabel
længde og struktur, som det ses på Figur 4.1.1. DEHP er meget svagt polær og derfor tungtopløselige
i vand, hvilket indikerer, at det ikke vil kunne spredes i jord og vandfase, hvad dog har været tilfældet
i stor udstrækning.
Forklaringen er højst sandsynligt tilstedeværelsen af detergenter og suspenderet organisk materiale som
ved adsorption og micelledannelse, kan forøge den tilsyneladende vandige opløselighed af DEHP (Al-
Omran & Preston, 1987; WHO, 1992). Miceller dannes af amphifile 18 molekyler, der i vand aggregerer
med de hydrofobe ender mod hinanden og de hydrofile ender mod vandet. Med andre ord så består
en micelle af et uopløseligt molekyle, der indkapsles af molekyler der både er fedt- og vandopløselige,
således at det uopløselige molekyle kan transporteres i vandfasen, ligesom hvis det er opløst på normal
vis (Tanford, 1980).
DEHP er et inert 19 , organisk stof med et lavt damptryk, som bindes fysisk til polymerer som det f.eks.
er tilfældet i PVC. Det betyder, at DEHP ikke danner en kemisk forbindelse med polymeren og derfor
ikke er fastbundet, hvilket kan resultere i migration over i tilstødende materialer eller udvaskning til
omgivelser som væsker eller luft (Hoffmann, 1996).
95 % af den producerede DEHP bruges til PVC-produktion, hvor DEHP typisk udgør 30 % af færdigproduktet,
men i enkelte tilfælde kan udgøre op til 67 % (ECPI, 1996; Staples et al., 1997; Wams,
1987). Ud over PVC bliver DEHP brugt til maling, undervognsbehandling, smøremidler m.m.
DEHP bliver i naturen nedbrudt til metabolitten MEHP (Mono (2-Ethyl-Hexyl)Phthalate), som ifølge
den svenske kemikalieinspektion, burde testes på lige fod med DEHP (kemi, 2000). F.eks. viser en
undersøgelse af Rock, et al.(1978), at DEHP nedbrydes til MEHP i blodplasma, når dette opbevares i
PVC poser og i forsøg på aber og rotter (kemi, 2000) er DEHP, efter indtagelse hydrolyseret til
MEHP, hvor en stor del er udskilt med urin og fæces (WHO, 1992).
DEHP er ikke specielt giftigt for rotter, men i et museforsøg fra 1982 er den akutte LD50 for mus bestemt
til 38,25 mg/kg, og yderligere blev en akkumolativ effekt påvist, da LD50 faldt til 1,37 mg/kg dagligt
indtag over 10 uger (Autian, 1982).
4.2 Forekomst i naturen og dagligdagen
DEHP er den billigste og derfor også mest brugte blødgører i PVC i dag (Plastindustrien, 1996), og der
bliver i dag produceret ca. 4 millioner tons DEHP årligt. PVC har været brugt i over 60 år, og da phthalatet
ikke er kemisk bundet til plastikken, kan vi i dag finde DEHP næsten lige meget hvor, vi undersøger
for det.
Vi indtager DEHP med føden, vi bliver eksponeret for DEHP, når det regner, når vi klæder os på, når vi
er på sygehuset, og indtil for ganske nylig, også når vi sutter på vores legetøj som små. I dag bruges de
største mængder PVC i Danmark til kabelfremstilling, derefter kommer gulv og vægbeklædning, biler og
kontorartikler (Plastindustrien, 1996). I Tabel 4.2.1, har jeg indsat eksempler på forskellige områder,
hvor vi udsættes for DEHP i vores dagligdag.
18 molekyler der både er vand og fedtopløselige.
19 ikke reaktivt
34

Farlighed og DEHP DEHP
Tabel 4.2.1: Tabel over udvalgte DEHP koncentrationer i naturen.
Emne
Luft
Vand
Jord
Madvarer
- 0,5 – 5 ng/m 3 I luften over oceaner
- 300 ng/m 3 i forurenet luft
Observeret mængde DEHP Kilde(r)
- 11 ìg/l målt i drikkevand i Danmark
- 170 ìg/l målt i drikkevand i staten New York
- 200 ng/l i regn over oceaner
- gennemsnitlig 779 ìg/m 3 i det danske regnvand (i alt 23 tons årligt)
- I normal jord fra Holland, Finland og USA er der fundet op til 1,5 mg/kg
- I ekstrem slamgødet jord er det fundet ”hotspots” med op til 5 mg/kg
- 0,4 mg/kg målt i æggehviden fra Japanske æg
- 6,5 mg/kg i makrel og 7,2 mg/kg i sild
- 150 mg/kg i solsikkeolie som har været opbevaret i PVC beholder i 30 dage
- 30 mg/l fundet i nypresset citrusolie
- 0,12 – 0,28 mg/kg i rå mælk fra Norge, England og Spanien
- 1,93 og 3 mg/kg i fløde, undersøgt i henholdsvis Norge og Spanien
- 17 mg/kg i engelsk ost (og op til 114 mg/kg phthalat total)
Blod - 300 mg/l i blodopbevaringsposer
4.2.1 Spildevandsslam
35
WHO, 1992
Vikelsøe et al., 1998
WHO, 1992
Thomsen & Carlsen, 1998
Pedersen & Larsen, 1996
Vikelsøe et al., 1999
WHO, 1992
Huber et al, 1996
Bella et al., 1999
Sharman et al., 1994
Blom et al., 1998
Wams, 1987
En del af den afvaskede DEHP ender i rensningsanlægget, hvor Hoffmann (1996) fastslog den samlede
mængde indløb i danske rensningsanlæg til 32 tons ± 4 tons. Heraf vurderede Hoffmann at ca. 7 tons
blev opmagasineret i spildevandsslam årligt.
Spildevandsslam har i en lang årrække været brugt som gødning i landbruget og bliver i dag stadig brugt,
men under kontrollerede forhold, da spildevandsslam foruden Nonylphenoler, detergenter, tungmetaller
og andre stoffer, indeholder op til 1250 mg/kg DEHP (Rogers, 1996).
Phthalater er let bionedbrydelige organiske kemikalier ifølge Keyser et al. (1976), og DEHP har ved
mikrobiologisk nedbrydning i jord, ifølge Roslev et al.(1998), en halveringstid på 51- 147 dage. Men i en
undersøgelse af Ziogou et al.(1989), hvor 6 phthalater blev undersøgt, kunne ingen nedbrydning af
DEHP registreres over en måleperiode på 32 dage. Der er altså forskel på nedbrydningstiden i jord,
afhængigt af de lokale forhold.
I vand er halveringstiden over 100 år, så DEHP’s kemiske hydrolyse i overfladevand, må stort set siges
at være ikke eksisterende (Wams, 1987).
Vikelsøe et al. har i 1999 udført en omfattende undersøgelse af forskellige landbrugsjorde og har herigennem
redegjort for mængden af bl.a. DEHP i jorde, som aldrig har været gødet (hverken med slam
eller anden gødning), og i jorde som har været tilført meget store mængder slam. Konklusionen er at den
tilførte mængde DEHP stort set bliver nedbrudt, hvis slammet tilføres i moderate mængder, men det
fremgår også at hvis jorden bliver tilført for store mængder slam, så forsvinder den mikrobielle nedbrydning
fuldstændigt.
Et andet spændende aspekt ved ovenstående undersøgelse var, at selv uberørte jorde, hvor der ikke
havde været gødet eller kultiveret i over 50 år, alligevel havde et moderat indhold på op til 78 ng/kg
DEHP, som må være tilført med vejr og vind (Vikelsøe et al., 1999).

Farlighed og DEHP DEHP
4.2.2 Parcelgården
Parcelgården er placeret i udkanten af Roskilde, tæt op af byens rensningsanlæg, og i perioden fra 1965
til 1990 har et par enkelte marker modtaget alt spildevandsslam fra Roskilde og omegn. Hvad der i
gennemsnit svarer til 17 t/ha/år. Til sammenligning er grænseværdien i dag 4 t/ha over 3 år. Parcelgårdens
marker har altså i 25 år fået tilført ca. 13 gange så meget slam, som det i dag er tilladt.
I 1996 og i 1998 blev jorden undersøgt for bl.a. DEHP, og her viste det sig at den senere måling indeholdt
den største mængde DEHP. Dette er forklaret med såkaldte ”hotspots”, hvor DEHP pga. sin lave
opløselighed har tendens til at klumpe sig sammen i jorden i såkaldte mikrodråber. Resultatet viste at der
stadig er en meget høj koncentration af bl.a. DEHP i jorden, og at der ikke kan spores nogen nedbrydning
overhovedet (Vikelsøe et al., 1999).
Til forsøget i Kapitel 5 undersøger jeg bl.a. jorden fra Parcelgården for DNA-skadende effekt, og Tabel
4.2.2 viser de værdier som jordens øverste jordlag indeholdt i 1998, og som man altså stadig kan forvente
at den indeholder.
Tabel 4.2.2: Gennemsnittet af 4 målinger udtaget af de øverste 10 cm, fra en mark ved Parcelgården den 4 nov. 1998, angivet i
ìg/kg (Vikelsøe et al., 1999). Forkortelserne er forklaret i forkortelseslisten, efter indholdsfortegnelsen.
Parcelgården
kemikalie: måling 1 Måling 2 Måling 3 måling 4 Gennemsnit
4.3 Mutationstest
NP 610 840 730 1000 795 ìg/kg
NPDE 560 1000 570 310 610 ìg/kg
DBP 210 190 210 290 225 ìg/kg
DPP 0,6 1,1 0,7 0,8 0,8 ìg/kg
BBP 17 20 22 23 20,5 ìg/kg
DEHP 1500 1800 1000 1400 1425 ìg/kg
DnOP 46 47 42 66 50,25 ìg/kg
DnNP 140 130 100 120 122,5 ìg/kg
DiNP 440 590 200 390 405 ìg/kg
Dette kapitel vil samle op på en stor del af den litteratur som er til rådighed om DEHP’s gentoksiske
effekt, samt de kræftstudier der er foretaget til dato. For overskuelighedens skyld har jeg valgt at dele
kapitlet op i underkapitler, da der er forskel på de effekter som de forskellige undersøgelser tester for.
Underkapitlerne redegør for de fundne effekter, som opsummeres i Kapitel 4.3.5.
DEHP nedbrydes i naturen til metabolitten MEHP, og derfor har jeg i enkelte undersøgelser yderligere
redegjort for MEHP’s effekter. Som substitutionsmulighed for DEHP i PVC har der været tale om
isomeren DEHT (Di(2-EthylHexyl) Terephthalat), men hverken den eller dens metabolit MEHT (Mono(EthylHexyl)
Teraphthalate), er medtaget, da begge er testet negative for gentoksicitet, og da der
kun bliver produceret 30.000 tons DEHT årligt (Barber, 1994).
I metoden (Kapitel 2.3) har jeg kort gennemgået de kriterier, som jeg bedømmer en videnskabelig artikel
efter, og i de tilfælde hvor kilden, metoden eller andet ikke er i orden, har jeg redegjort herfor i tekst
eller tabel.
36

Farlighed og DEHP DEHP
I gennemgangen af de forskellige undersøgelser er et forsøg kun beskrevet som positivt, hvis resultatet
er signifikant med en p-værdi mindre end 0,05.
4.3.1 Punkt mutation
Den mest kendte punktmutationstest er Ames testen, som blev udviklet af Bruce N. Ames i slutningen
af 60’erne, men som først rigtig slog igennem som anerkendt korttids mutagen test med publikationen:
”Methods for detecting carcinogens and mutagens with the Salmonella/mammalian-microsome mutagenicity
test” i 1975 (Ames et al., 1975).
Ames testen benytter, kort fortalt, en manipuleret bakterieteststamme, Salmonella typhirium, som
ikke kan syntetisere aminosyre, da den har en punktmutation i histidin-operonet 20 . Dette bevirker at
bakterien vil dø, hvis den ikke udsættes for histidin, eller for et kemikalie som kan få histidin-operonet til
at tilbagemutere. Denne effekt bruges til at vurdere om et kemikalie er mutagent ved at pode ca. 10 8
bakterier med kemikaliet på et histidin fattigt medie. Vokser bakterierne frem i stort antal, kan man
konkludere at kemikaliet er mutagent. Ames testen virker dog ikke på alle mutagener, bl.a. ikke på metaller
(Rank, 1997).
I enkelte tilfælde undersøges et kemikalie som i sig selv ikke er mutagent, men hvor dets nedbrydningsprodukter
er det. Nedbrydningsprodukterne undersøges i Ames testen ved at tilsætte det såkaldte S9
mix til sit forsøg, som er en blanding af ekstraherede rotteleverenzymer. Rottens leverenzymer ligner
de humane leverenzymer, og skulle rottens leverenzymer inducere et kemisk stofs mutagenicitet, kan
man derfor forvente, at det samme vil ske i den menneskelige lever (Ames et al., 1973).
En lignende mutagenicitets test er ”mouse cell lymphoma assay”, eller ”muse-lymfom testen” som den
hedder på dansk. Testen fungerer i princippet ligesom Ames testen, ved at celler, som ikke muterer
efter podning med det tilførte kemikalie, simpelthen dør. Testen er dog ikke særligt udbredt, da den ikke
er nær så hurtigt at udføre. Denne form for mutagenicitetstest kan også undersøge nedbrydningsprodukterne
ved tilsættelse af S9 mix (Binderup & Knudsen, 1999).
”lac1 transgenic mouse mutagenicity assay” er en forholdsvis ny mutagenicitets test, hvor man i stedet
for at udsætte punktmuterede celler for teststoffet, genetisk har implementeret lac1 genet i alle
celler på en mus, som derved kan testes in vivo. Musen, som kaldes ”Big Blue mouse”, udsættes for
kemikaliet, hvorefter den pågældende legemsdel undersøges for en evt. mutagen effekt. Fra legemsdelen
udtages celler, hvor et aktiveret lac1 gen, efter en bakteriologisk behandling, vil komme til udtryk
ved blå plamager.
Som det fremgår af Tabel 4.3.1, er hovedparten af mutagenicitets testene negative, men Tomita et
al.(1982), mener at DEHP, og specielt MEHP, er mutagen, og har både testet for Ames test, spot test
og V79 hamster celler i samme artikel. Artiklen er udgivet af Environmental Health Perspectives i
1982, hvor de, ifølge Gary E.R Hook som er chef for tidsskriftet i dag, sandsynligvis ikke krævede
”peer review”, og det bærer den præg af. De brugte metoder er ikke anført ordentligt, det fremgår ikke
ved hvilke koncentrationer forsøgene er udført, og det er derfor ikke muligt at reproducere forsøget ud
fra artiklens beskrivelse. Dog er det i en tabel opgjort, ved hvilke koncentrationer der har været positive
resultater, bortset fra spottesten, som jeg derfor har valgt ikke at medtage i tabellen. Artiklen konkluderer,
at DEHP ikke i sig selv er gentoksisk, men at det er metabolitten MEHP der er det. Dette viste
bl.a. Ames testen, hvor MEHP er positiv uden S9 mix, og DEHP først viser mutagenicitet efter tilførsel
af S9 mix.
20 en sammensætning af gener som er i stand til at producere histidin
37

Farlighed og DEHP DEHP
Tabel 4.3.1: Oversigt over udførte punktmutationstest.
Punktmutation
Medie Undersøgelse Resultat Kilde
S. typhimurium
TA-100
S. typhimurium
TA-98, TA-100
S. typhimurium
TA-98, TA-100
S. typhimurium
TA-98, TA-100, TA-1535,
TA-1537, TA-1538
S. typhimurium
TA-97, TA-98, TA-100,
TA-102
S. typhimurium
TA-98, TA-100, TA-1535,
TA-1537, TA-1538
S. typhimurium
TA-102
Chinese hamster V79
celler
L5178Y muse-lymfe
celler
“Big blue mice”
Ames Test, med og uden S 9 mix
Ames Test, med og uden S 9 mix
Ames Test, med og uden S 9 mix
Ames Test, med og uden S 9 mix
38
Positiv for DEHP og MEHP ved hhv.
Tomita et al., 1982*
5mg/plade med S9 og 1,25 mg/plade uden S9
Negativ for både DEHP og MEHP op til
1 mg/plade
Negativ for både DEHP og MEHP op til
2 mg/plade
Negativ for både DEHP og MEHP op til
hhv. 10 mg/plade og 0,2 mg/plade
Ames Test, med og uden S 9 mix Negativ for DEHP op til 10 mg/plade
Ames Test, med og uden S 9 mix
Ames Test, med og uden S 9 mix
In vitro mammalian cell gene mutation
test
L5178Y TK + / - mouse lymphoma
mutagenicity assay
Lac1 transgenic mouse mutagenicity
assay, undersøgt på leveren
* Sandsynligvis udgivet uden ”peer review” ifølge Gary E. R. Hook 21
Negativ for både DEHP og MEHP op til
hhv. 10 mg/plade og 2 mg/plade
Negativ for både DEHP og MEHP op til
5 mg/plade
Positiv for DEHP og MEHP ved
”8AG/6TG-resistant” mutation
Negativ for både DEHP og MEHP
Fra 0,1-100 mg/ml
Kozumbo et al.,
1982*
Yoshikawa et al.,
1983
Kirby et al., 1983
Baker & Bonin,
1985
Dirven et al., 1990
Jung et al., 1992
Tomita et al., 1982*
Kirby et al., 1983
Negativ for 6g/kg, diet over 120 døgn Fung et al., 1997
Resultaterne fra Tomita et al., bliver modvist af Baker & Bonin, Dirven et al., Jung et al. og Kirby et
al., som i Ames test alle har testet DEHP ved samme koncentrationer som Tomita et al., uden positive
resultater.
Kirby et al., (1983) skriver dog, at MEHP tidligere er testet positiv ved 0,1 mg/plade, men har ikke
kunnet reproducere forsøget i den pågældende artikel, og de tidligere undersøgelser, som de refererer til,
er ikke udgivet. Muselymfe testen viste heller ikke signifikans, men MEHP udviste toksicitet på cellerne
ved koncentrationer på kun 1mg/ml, og blev derfor kun testet på intervallet fra 0,013 til 1 mg/ml.
I en undersøgelse fra 1995 har Mantech Environmental Technology i USA udarbejdet en rapport, hvor
de udfører forsøg med forskellige toksikologiske testmetoder i samarbejde med U.S. Environmental
Protechtion Agency. Her sammenligner de forskellige undersøgelser på rotter, Amestest og reproduktionsforsøg
og konkluderer, at man ikke bør udelukke at DEHP er mutagent (Narotsky & Kavlock,
1995).
21 Gary E. R. Hook er chef for Environmental Health Perspectives, National Institute of Environmental Health Sciences og
har via e-mail gjort det klart, at tidsskriftet i dag kræver tre ”peer reviews”, men at de så vidt han er informeret, ikke konsekvent
brugte ”peer reviews” i 80’erne.

Farlighed og DEHP DEHP
4.3.2 DNA skade
Der er forskellige former for DNA-skade tests, som her kan opdeles i tests til påvisning af ”repair” af
primære DNA-skader, samt en anden type test som påviser kemikaliets evne til at ødelægge DNA’et.
Tabel 4.3.2: Oversigt over udførte DNA-skade test.
DNA skade
Medie Undersøgelse Resultat Kilde
Bacillus subtilis
H17 (rec + ), M45 (rec - )
Recombination assay (Rec assay)
39
Negativ for DEHP op til 500 ìg/plade, og
Positiv for MEHP ved 400 og 500 ìg/plade
Primary rat hepatocytes Unscheduled DNA synthesis (UDS) Negativ for DEHP op til 10 mg/ml
Tomita et al., 1982*
Williams et al.,
1985
Primary rat hepatocytes Unscheduled DNA synthesis (UDS) Negativ for DEHP op til 3,9 mg/ml Probst & Hill, 1985
Chinese hamster ovary
cells (CHO-celler)
DNA damage and repair assay, hvor
der undersøges for enkeltbrud
Menneskelige blodceller Comet assay
Negativ for DEHP og MEHP op til 3,9 mg/ml
Positiv for DEHP og MEHP ved hhv. 10 og 0,1
mM, Negativ for DEHP med S9 mix.
* Sandsynligvis udgivet uden ”peer review” ifølge Gary E. R. Hook (se fodnote 21, side 38)
Douglas et al.,
1986*
Anderson et al.,
1999
Rec assay og UDS er begge undersøgelser, hvor man på forhånd har ødelagt DNA strengen, hvorefter
cellens egne reparationsmekanismer skulle være i stand til at reparere skaderne, hvis ikke det tilførte
kemikalie afkobler eller forringer reparationsmekanismerne. Disse testmetoder fungerer altså som en
slags omvendt Ames test, hvor cellens reparationsmekanismer overvåges, frem for kemikaliets evne til
at mutere DNA’et (Hellman, 1988; EU, 1997b).
Comet assay er derimod en korttids gentoksicitets test, som undersøger, hvor mange strengbrud som
kemikaliet kan forårsage i DNA’et. Testen er forholdsvis ny og er beskrevet yderligere i Kapitel 5.
To af de fem forsøg, som er redegjort for i Tabel 4.3.2, er fremkommet med et positivt resultat, hvor
den ene er Tomita et al. fra 1982, som i modsætning til de andre forsøgsbeskrivelser om punktmutationer,
har beskrevet forsøget forholdsvis udførligt. Forsøget viser at det er metabolitten MEHP der er
gentoksisk, ligesom de andre forsøg fra samme artikel (se kapitel 4.3.1).
Det andet positive forsøg er et Comet assay udført af Anderson et al., på menneskelige blodceller, hvor
både DEHP og MEHP er testet positive. Artiklen er udgivet med ”peer review” 22 , men redegør ikke
for eksponeringsmetoderne, hvilket gør forsøget umuligt at reproducere, da der ikke findes guideline til
denne forsøgsmetode. Resultatet er dog alligevel tankevækkende, da det hidtil kun har været MEHP der
har vist en effekt, og da forsøget som det eneste i dette litteraturstudie, har lavet undersøgelser direkte
på humane celler.
4.3.3 Cytogenetiske test
Der findes tre forskellige cytogenetiske testmetoder, som alle undersøger for skader på kromosomer og
DNA-replikation. De tre testmetoder er kromosomafvigelse (CA), søsterkromatidudveksling (SCE) og
22 ifølge Ms. Swapna Padhye, Senior Managing Editor på Teratogenesis, Carcinogenesis and Mutagenesis, så har alle deres
artikler ”peer review”.

Farlighed og DEHP DEHP
mikrokerner (MN), som alle bygger på, at skader induceret i kromosomerne er synlige i celler fastholdt
i delingsfasen (metafasen).
Skader på kromosomerne anses for at være prædiktive i forhold til bl.a. kræft, hvor der bl.a. er påvist en
sammenhæng mellem høj CA og hyppig kræftforekomst (Binderup & Knudsen, 1999).
CA analyseres i metafasen på normalt 100 celler, som har været gennem to celledelinger. Cellerne
undersøges gennem mikroskop for, om der er sket brud på kromosomerne, udveksling imellem kromosomerne
eller ringdannelser, såkaldte strukturelle kromosomændringer.
SCE måles også i celler, der er stoppet i metafasen efter to celledelinger. Men ved denne metode farver
man kromosomerne efter første celledeling, således at man efter anden celledeling, vil kunne konstatere,
hvorvidt celledelingen er forgået normalt, eller om der er uregelmæssigheder i form af symmetriske
udvekslinger af arvemateriale mellem søsterkromatiderne. Sådanne udvekslinger kræver brud på 4
DNA-strenge (2 dobbelthelixer), en ombytning af disse strenge imellem kromatiderne i det samme
kromosom og en sammenføjning af DNA-strengene på deres nye plads (Binderup & Knudsen, 1999)
MN er den hurtigste af de tre cytogenetiske testmetoder og måles direkte i erythrocytter 23 eller i lymfocytter
24 , som har gennemgået celledeling. Der analyseres for små kromosomrester i cellerne
(mikrokerner), hvis tilstedeværelse sættes i relation til en gentoksisk påvirkning (Hellman, 1988).
Tabel 4.3.3: Oversigt over udførte kromosom effekt test.
Kromosom effekter
Medie Undersøgelse Resultat Kilde
Chinese hamster ovary
cells, (CHO-celler)
Chinese hamster ovary
cells, (CHO-celler)
Rotte lever celler (RL4)
Syrian hamster embryo
cells (SHE-celler)
Chinese hamster ovary
cells, (CHO-celler)
Chinese hamster ovary
cells, (CHO-celler)
B 6C 3F 1 mus
Kromosomafvigelser (CA)
Kromosomafvigelser (CA)
Med og uden S9 mix
Kromosomafvigelser (CA)
Med og uden S9 mix
Kromosomafvigelser (CA)
Med og uden S9 mix
Søsterkromatid udveksling
(SCE)
Søsterkromatid udveksling
(SCE) Med og uden S9 mix
Mikrokernetest (MN)
På museblod, udført in vivo
40
Negativ for DEHP op til 2,0 mM (0,78 mg/ml)
Positiv for MEHP ved 0,8 mM (0,31 mg/ml)
Positiv for MEHP, med og uden S9 mix,
Ved 1,0 mM (0,39 mg/ml)
Positiv for MEHP, med og uden S9 mix,
ved 2,0 mM (0,78 mg/ml)
Negativ for DEHP og MEHP uden S9 mix
Positiv for DEHP og MEHP med S9 mix,
Ved hhv. 30 ìM og 100 ìM. (12ìg og 39ìg)
Phillips et al., 1982
Phillips et al., 1986*
Phillips et al., 1986*
Tsutsui et al., 1993
Negativ for MEHP op til 1,3 mM i 2 timer Phillips et al., 1982
Negativ op til 3,9 mg/ml for DEHP
Negativ for indtagede koncentrationer på op til
6 g/kg/dag i op til 4 uger
* Sandsynligvis udgivet uden ”peer review” ifølge Gary E. R. Hook (se fodnote 21, side 38)
Douglas et al.,
1986*
Douglas et al.,
1986*
Resultaterne af de cytogenetiske test er interessante, da der i alle fire undersøgelser for kromosomafvigelser
er fundet positive resultater for MEHP, samt, i et enkelt forsøg af Tsutsui et al.(fra 1993), for
DEHP ved tilsætning af S9 mix. Resultaterne tyder endnu engang på, at metabolitten MEHP er gentok-
23 røde blod legemer
24 der er fem typer af hvide blodlegemer, hvoraf lymfocytterne er én af dem. Lymfocytterne er enten B- eller T-celler, og er
også refereret til som immunforsvarsceller (Cambell, 1996).

Farlighed og DEHP DEHP
sisk, selvom hverken forsøg med MEHP og DEHP viste positive resultater i søsterkromatid undersøgelserne.
Artiklerne er, iforhold til enkelte af de tidligere gennemgåede artikler, velskrevne med en forståelig
metode og en fornuftig behandling af resultaterne.
Phillips 1982, viste yderligere at MEHP var cytotoksisk, og konkluderede at selvom MEHP ikke viste
positiv effekt i søsterkromatidudvekslingen, så kunne den fundne gentoksiske effekt føre til evt. kræftforekomster
for DEHP.
4.3.4 Carcinogenicitet
Når man undersøger for en kræftfremkaldende effekt, så er det standard at benytte mus og rotter, som
igennem en længerevarende diet udsættes for det testede kemikalie. På grund af den længere forsøgsperiode,
så er denne forsøgsmåde langsom og dyr i forhold til flere af gentoksicitets testene, men den længere
forsøgsperiode er samtidig det gode ved denne test, da den giver et bedre billede af et livsforløb.
Efter endt forsøgsperiode vil en obduktion nemlig helt præcist kunne konkludere, hvorvidt der er sket
skader på forsøgsdyret, samt hvilke skader der er sket.
Længden af forsøget skal ifølge EU’s guideline (EU, 1997b) være 18 måneder for mus og hamstre, og 24
måneder for rotter. Der skal være minimum 50 hanner og 50 hunner pr koncentration, og der skal helst
testes for tre koncentrationer. Den størst tilførte koncentration må ikke være toksisk og ikke medføre
mere end 10 % vægttab, og den mindste dosis må ikke være mindre end 10 % af højeste dosis. Koncentrationerne
afgives i gram pr. kg kropsvægt pr. dag.
Tabel 4.3.4: Oversigt over udførte carcinogenicitets test
Carcinogenicitet
Medie Undersøgelse Resultat Kilde
50 hun og 50 han
Fischer 344, rotter
50 hun og 50 han
B6C3F, mus
Han Fischer 344, rotter
14 testede, 10 i kontrol
Han Fischer 344, rotter
4-6 rotter pr. gruppe
* Artikel uden ”peer review”
103 ugers diet, med 6 og 12 g/kg/dag
103 ugers diet, med 3 og 6 g/kg/dag
108 ugers diet med 2 % i foder
(ca. 1 g/kg/dag)
52 og 78 ugers diet med 2 % i foder
(ca. 1 g/kg/dag)
41
For både hanner og hunner var der signifikant
flere tilfælde af leverkræft for 12 g/kg/dag
For hanner var der signifikant leverkræft ved
6 mg/kg/dag, og for hunner ved både 3 og 6
mg/kg/dag. Yderligere havde 10 % af alle
forsøgsmusene udviklet metastaser 25 i
lungevævet.
Leverkræft observeret for 11 ud af 14 testdyr
+ 1 ud af 10 kontrol
Leverkræft for ¼ ved 52 uger og halvdelen af
rotterne ved 78 uger
Kluwe et al., 1982
Kluwe et al., 1982
Rao et al., 1990
Tamura et al.,
1990a
Der er foretaget flere kræftundersøgelser på rotter og mus, som alle konkluderer, at DEHP inducerer
leverkræf t hos mus og rotter. Jeg har med vilje ikke taget alle udførte forsøg med i Tabel 4.3.4, da kun
meget få af de udførte forsøg har fulgt en guideline. Kluwe et al. (1982) er de eneste af de fire forsøg
der er udført efter guideline på et godkendt GLP laboratorium, og sammen med de to andre forsøg taler
resultaterne for sig selv. Alle forsøgene er konstaterer leverkræft for både mus og rotter, og Kluwe et
al konstaterer yderligere metastaser i lungevævet på forsøgsmus.
25 celleforandringer

Farlighed og DEHP DEHP
4.3.5 Opsamling på undersøgelser
Generelt kan man konkludere, at DEHP ud fra gennemgåede undersøgelser ikke i sig selv er gentoksisk.
Derimod har flere forsøg påvist en effekt ved tilsætning af S9 mix, der indikerer, at metabolitten
MEHP er gentoksisk, hvad specielt CA undersøgelserne har bekræftet.
Det eneste forsøg der er foretaget på menneskelige celler, er et Comet assay, hvor Anderson et
al.(1999) har fået signifikant positive resultater med både DEHP og MEHP, på blodceller. Da forsøget
står alene, og da metoden ikke har redegjort for eksponeringen, er det svært at forholde sig til resultatet,
som dog kræver en forøget opmærksomhed.
Kræftundersøgelserne på gnavere er enslydende og konkluderer alle, at DEHP inducerer kræft i leveren
hos både mus og rotter. I videre undersøgelser, hvor denne effekt analyseres, viser det sig at kræfteffekten
sandsynligvis fremprovokeres af en såkaldt peroxisome proliferation 26 , som er arts specifik.
Med andre ord kan man altså ikke direkte udlede, at den fundne kræftforekomst i gnavere kan overføres
til mennesker, hvis det kan bevises at peroxisome proliferation alene er skyld i kræftforekomsterne.
4.4 Peroxisome proliferation
De mekanismer som fremkalder peroxisome proliferation (PP), er blevet diskuteret meget i de sidste
par år og har fået det amerikanske ”Environment protection agency” (EPA) samt WHO’s kræftforskningsinstitut
(IARC), til at omklassificere DEHP fra kræftfremkaldende i kategori 2b 27 til kræftfremkaldende
i kategori 3 28 (WHO, 1992; Doull et al., 1999; IARC, 2000).
Det er dog ifølge den svenske kemikalieinspektion (kemi, 2000) stadig ikke helt klart, hvad det egentligt
er at der sker, og derfor vil jeg i det følgende gøre rede for problematikken.
Peroxisomer er små organiske miceller som findes i cytoplasmaet i alle celletyper, hvor det genererer
hydrogen peroxid, bedre kendt som brintoverilte, H2O2. Ved PP vokser mængden af peroxisomer, de
bliver større, ændrer form, og man har observeret en forøget enzymaktivitet som indikerer en større
generering af H2O2.
PP menes at danne levertumorer pga. den oxidative ubalance som PP medfører i leveren på gnavere,
hvor den forøgede mængde af H2O2 i cellen, direkte eller indirekte igennem andre reaktive oxygenmolekyler,
fører til DNA skader. En effekt der menes at være forskellig fra organisme til organisme, som
derfor ikke behøver at have effekt på andre organismer end de testede, og som ikke menes at have
effekt på mennesker (Koop et al, 1999; Doull et al., 1999).
Men der er undersøgelser der viser, at den oxidative skade, som PP forårsager, ikke er nok til at fremkalde
den store kræftforekomst som man har observeret. I et langvarigt rotteforsøg er det blevet påvist,
at selvom oxidasen i peroxisomerne forøges ca. 20 gange, så forøges catalasen også et par gange, og da
catalasen normalt er stærkt overrepræsenteret, så nedbryder catalasen hurtigt den fremstillede H2O2
(Tamura et al., 1990a; Tamura et al., 1990b). Konklusionen er at PP ikke alene kan være skyld i de
kræftforekomster, der er observeret. Denne konklusion forstærkes af et forsøg, hvor en anden Peroxisime
proliferator, nafenopin, viste sig ikke at kunne frembringe direkte DNA skade i form af strengbrud,
på dyr som var eksponeret in vivo (Nilsson et al, 1991).
26 proliferation = hastig celledeling.
27 kategori 2b: stoffer der muligvis er kræftfremkaldende for mennesker (Wallin et al., 1999).
28 kategori 3: stoffer, der ikke er klassificerbare mht kræftfremkaldende effekt for mennesker (Wallin et al., 1999).
42

Farlighed og DEHP DEHP
Nyere forsøg har vist at DEHP og MEHP kan forøge DNA syntesen og hindre den naturlige apoptose
29 i leverceller på mus og rotter, både i in vivo og i in vitro, studier. Denne effekt nedsætter cellernes
modstand overfor stress og kan på længere sigt medføre mutationer (James et al., 1998).
Den Svenske kemikalieinspektion konkluderer, at PP ikke alene kan forklare den kræftfremkaldende
effekt som er observeret for DEHP i gnavere, men at en kombination af levercelle proliferation og en
undertrykkelse af den normale celle apoptose, kan.
4.5 Den Svenske Kemikalieinspektions risikovurdering af DEHP
Jeg vil ikke gennemgå hele dette 500 siders udkast, men den Svenske kemikalieinspektion har lavet en
meget detaljeret rapport, som gennemgår alle punkter beskrevet i Kapitel 3.4.2, om risikovurderingen af
eksisterende kemikalier. Rapporten har på mutagenområdet medtaget en stor del af de undersøgelser,
som jeg har fundet i min litteratursøgning, samt en hel del som jeg ikke har kunnet finde.
Rapporten redegør for, at de undersøgelser, hvor guidelines er blevet fuldt på et GLP laboratorium, er
dem som tæller mest, men relevante undersøgelser hvor disse kriterier ikke er opfyldt, er ikke blevet
negligeret.
I det udkast som jeg har fået tilsendt, er der dog ikke gjort rede for, om metoden er ordentligt beskrevet
i de enkelte forsøgsartikler, om undersøgelserne er reproducerbare, eller hvor meget den enkelte artikel
medvirker til den endelige konklusion.
Rapportens konklusioner er endnu ikke færdige og derfor ikke tilgængelige, men delkonklusionerne redegør
for, at man ikke finder, at DEHP eller nogle af dets metabolitter er mutagene, og at de enkelte
positive undersøgelser er inducerede af bl.a. peroxisome proliferation. På grund af denne konklusion
anbefaler rapporten, at DEHP skal klassificeres som kræftfremkaldende efter EU’s kategori 3 30 , da
forsøgene med mus og rotter er positive, og da teorien med at kræftcellerne udelukkende skyldes peroxisome
proliferation stadig indeholder en del usikkerheder.
Udkastet til risikovurderingsrapporten anbefaler, at DEHP i fremtiden skal klassificeres som kræf tfremkaldende
i kategori 3a (Stoffer der giver anledning til betænkelighed, da de muligvis kan fremkalde
kræft hos mennesket (EU, 1993b)); Xn (sundhedsskadelig), R40 (mulighed for varig skade på helbred),
samt reproduktionsskadende i kategori 2; R60 (kan skade forplantningsevnen), R61 (kan skade barnet
under graviditeten) og R64 (kan skade børn i ammeperioden).
4.6 Delkonklusion
Kapitlet har redegjort for, at man uden tvivl kan konkludere, at DEHP er kræftfremkaldende for gnavere.
Disse undersøgelser har indtil for nylig klassificeret DEHP som ”muligt kræf tfremkaldende for
mennesker” i IARC, men i dag har flere undersøgelser påvist, at den kræftfremkaldende effekt hovedsageligt
udløses af en såkaldt peroxisome proliferation (PP), som kun i meget lille udstrækning kan finde
sted i den humane lever. Disse undersøgelser har fået både IARC og det amerikanske EPA, til at omklassificere
DEHP, således at det i dag er klassificeret som ”ikke kræftfremkaldende for mennesker”.
29
programmeret celledød. Når en celle når en vis alder, så erstattes den af en ny celle, således at cellen altid er fuldt funktionsdygtig.
Hvis den programmerede celle ikke dør som planlagt, så er der større chance for celleforandringer.
30
her er det vigtigt at være opmærksom på, at kræftklassificeringen i EU og IARC arbejder efter 2 forskellige klassificeringskategorier.
Hvor en kategori 3 i EU, svarer mere til en kategori 2 hos IARC.
43

Farlighed og DEHP DEHP
Den svenske kemikalieinspektion mener, i udkastet til deres risikovurdering, dog ikke at PP udelukkende
kan være skyld i de konstaterede kræfttilfælde, men at en kombination af PP og undertrykkelse af
den normale celle-apoptose, måske kan. Yderligere konkluderer den svenske kemikalieinspektion at
hverken DEHP eller MEHP viser tegn på mutagenicitet, hvilket står i modsætning til min gennemgang
af undersøgelser, hvor samtlige kromosomafvigelsesundersøgelser viste at en eksponering med metabolitten
MEHP, førte til kromosomforandringer.
Risikovurderingen fra den svenske Kemikalieinspektion har de samme kromosomafvigelsestest med i
deres gennemgang af tilgængeligt data, og da en høj kromosomafvigelse, ifølge Binderup & Knudsen
(1999), er ensbetydende med en høj kræftrisiko, så er det underligt at de har valgt at negligere disse
undersøgelser, fordi at andre mutationstest har været negative.
Den Svenske kemikalieinspektion anbefaler at DEHP bliver klassificeres i fareklasse 3a, som efter
den europæiske klassificeringsprocedure gælder for ”stoffer der giver anledning til betænkelighed, da de
muligvis kan fremkalde kræft hos mennesket” (EU, 1993b).
Tager man tallene med fra Tabel 4.2.1, om DEHP’s spredning i naturen, samt det faktum at der i
Verden stadig bruges 4 millioner tons DEHP årligt, så bør man være yderst forsigtig med at konkludere
at DEHP ikke er kræftfremkaldende for mennesker, da der praktisk talt findes DEHP overalt, hvor
man undersøger for det, og da de enkelte positive mutagenicitet tests, har påvist en mutagen effekt.
Mantech Environmental Technology i USA, har for nylig udført et review, hvor konklusionen er at man
ikke bør udelukke en vis mutagenicitet for DEHP (Narotsky & Kavlock, 1995). Dette er også min personlige
konklusion. Jeg mener at de positive kromosomafvigelsesundersøgelser, samt den store usikkerhed
mht. peroxisime proliferationen bør komme mennesket til gode, og at brugen af DEHP derfor
bør minimeres.
44

Farlighed og DEHP Forsøget
5 Undersøgelse af DEHPs gentoksiske effekt ved hjælp af Comet
assay
Formålet med dette kapitel er at etablere min egen viden om DEHP’s potentielle gentoksicitet som,
sammen med de indsamlede data i Kapitel 4, kan være med til at uddybe, hvorvidt DEHP er gentoksisk.
Rydberg og Johansen (1978) var de første, der undersøgte den kvantitative ødelæggelse af DNA i enkelt
celler ved at lysere celler indstøbt i agarose under svagt basiske forhold. Siden har Singh, McCoy,
Tice og Schneider i 1988 videreudviklet metoden, som i dag er kendt som SCGE (Single Cell Gel
Electrophoresis) assay, MGE (Microgel Electrophoresis) assay eller Comet assay.
I dag udbredes testen mere og mere, da den er hurtig og pålidelig, og da den kan bruges in vitro og in
vivo på stort set alle eukaryote celletyper (Fairbain et al., 1995). Denne udbredelse medfører små metode
justeringer, som forskellige forskere hver især tilføjer deres forsøg, da der endnu ikke forefindes
nogen standardiseret fremgangsmåde, og da forskellige celletyper har forskelligt reaktionsmønster.
Testen er kort skitseret i Figur 5.1, hvor det fremgår, at de eksponerede celler først undersøges for liv
med Tryphan blå, inden de støbes ned i agarose på præparatglas. Præparaterne lyseres i en blanding af
detergenter og salte, således at cellemembranerne opløses, hvorefter de alkaliseres ved pH 13, hvorved
DNA vikler sig selv op og lades negativt. Til sidst elektroforeres præparaterne i en kort periode, hvorefter
eventuelle DNA skader, i form af strengbrud, vil kunne identificeres som en øget migration af
DNA fra ”kernen” mod anoden (Singh et al, 1988).
Figur 5.1: Skematisk oversigt over Comet assay, frit efter Cotelle & Férard (1999).
45

Farlighed og DEHP Forsøget
DNA’et fluorescensfarves og kan nu undersøges i mikroskop, hvor det tydeligt fremgår, hvorfor testen
fik sit navn, Comet assay. Her fremstår antallet af strengbrud nemlig proportionalt med mæn gden af
DNA i ”komethalen”, som det fremgår af Figur 5.2.
Figur 5.2: Afbildning af to regnormeceller hvor den første viser få strengbrud, og den anden viser mange strengbrud.
5.1 Metode og materialer
Der er blevet udført i alt tre forsøg, som alle eksponerer regnormen, Eisenia veneta, in vivo, hvorefter
der undersøges for DNA skader med korttids gentoksicitets testen, Comet assay.
I litteraturen er der utallige eksponeringsmetoder, fra reagensglas med gennemstrømmende væske til
laboratorie fremstillet jord og til naturligt miljø, hvor ormene langtidsundersøges. Da udgangspunktet for
mine forsøg er det naturlige miljø, foregår forsøgene i jord fra et økologisk jordbrug, hvor jeg, som bl.a.
Šalagoviè et al. (1996), eksponerer ormene i 48 timer.
Det første forsøg fungerede som et pilotforsøg, hvor DEHP i forskellige koncentrationer skulle indikere
en evt. gentoksisk effekt, samt hvilket koncentrationsspektra der skulle undersøges nærmere. Pilotforsøget
skulle samtidig vise om DEHP var direkte toksisk for regnormene, og ved hvilken koncentration
en evt. toksisk effekt indtraf.
Det andet forsøg skulle reproducere de bedste resultater fra det første forsøg, samt undersøge det fundne
koncentrationsspektra mere præcist. Når DEHP’s gentoksiske effekt var kendt, skulle forsøg nr. 3
undersøge kontamineret jord fra parcelgården (se Kapitel 4.2.2) for at se om der kunne påvises en evt.
samspils effekt fra andre miljøfremmede stoffer (se Kapitel 5.1.3).
Alle eksponeringskoncentrationer blev udført på to orme i den samme jord således, at jeg var rimelig
sikker på at have ét vellykket præparat pr. koncentration og i de fleste tilfælde en dobbeltbestemmelse.
Hvert forsøg havde udover de testede koncentrationer en negativ kontrol og en positiv kontrol med,
hvor negativ kontrollen indeholdt 1 % DMSO, som var den maksimale mængde brugt til at opløse
DEHP. Positiv kontrollen indeholdt Benz-a-Pyren (BaP), men da jeg ikke kunne finde et positivt niveau
i litteraturen, så har jeg, som det fremgår af Figur 5.1.1, undersøgt flere koncentrationer i løbet af
forsøgene (da de første orme simpelthen døde for mig). Figur 5.1.1 viser en oversigt over de koncentrationer,
som er undersøgt i de tre forsøg.
46

Farlighed og DEHP Forsøget
Forsøg 1 Forsøg 2 Forsøg 3
1 - Negativ m. 1 % DMSO 1 - Negativ m. 1 % DMSO 1 – Negativ m. 1 % DMSO
2 - 1 mg/kg DEHP 2 - 0,5 mg/kg DEHP 2 - 1 mg/kg DEHP
3 - 10 mg/kg DEHP 3 - 1 mg/kg DEHP 3 - 5 mg/kg DEHP
4 - 100 mg/kg DEHP 4 - 5 mg/kg DEHP 4 - 10 mg/kg DEHP
5 - 1000 mg/kg DEHP 5 - 10 mg/kg DEHP 5 - 50 mg/kg DEHP
6 - Positiv, 300 mg/kg BaP 6 - 50 mg/kg DEHP 6 - 50 % Parcelgården
Figur 5.1.1: De tre forsøgsopstillinger
5.1.1 Kemikalier
7 - 100 mg/kg DEHP 7 - 100 % Parcelgården
8 - positiv, 100 mg/kg BaP 8 - Positiv, 50 mg/kg BaP
Til eksponeringen er brugt DEHP og BaP, samt DMSO som opløsningsmiddel. Beskrivelsen af de tre
kemikalier er indsat herunder. De resterende reagenser er beskrevet i bilag 1, hvor alle brugte kemikalier
er analysevarer.
DEHP: Cas-nr. 117-81-7 Sigma; minimum 99 % (GC).
BaP: Cas-nr. 50-32-8 Sigma; 3,4 Benzpyrene.
DMSO: Cas-nr. 67-68-5 Bie & Berntsen A/S; 99, 5 % (GC)
5.1.2 Forsøgsdyr
Regnorme nedstammer fra Polychaeterne, der fortrinsvis lever i havet og kendes 500 millioner år tilbage.
Regnormen er derved en af de ældste organismer, som vi kender i dag, og er stadig meget nyttige
dyr i ”naturens husholdning”. De fortærer alle former for dødt organisk stof, og sammen med andre
jordorganismer medvirker de til at omdanne det organiske stofs kvælstofindhold til uorganiske salte,
som planterne kan optage (Andersen, 1997).
Figur 5.1.2: Regnormens opbygning (Andersen, 1997)
Regnormen er meget simpelt opbygget, som det fremgår af Figur 5.1.2, og kræver 100 % fugtighed i sit
omkringliggende miljø, da dens overhud er direkte vandgennemtrængelig, og den derfor let mister væske.
Regnormen respirerer gennem overhuden, hvor den såkaldte coelomocytvæske optager ilten og sørger
for den videre transport rundt i ormen. Coelomocytterne, transporterer udover ilt, også næring rundt i
47

Farlighed og DEHP Forsøget
ormen og fungerer bl.a. som immunforsvar. (Pechenik, 2000) Derfor er det også disse celler, som først
vil blive påvirket af en ekstern miljøpåvirkning (Fordsmann, 2000) og derved disse celler, som forsøget
vil undersøge.
Ormene i dette forøg er Eisenia veneta, som er en europæisk regnorm, som normalt ikke bruges til
toksikologiske forsøg. Denne orm er valgt, da Toksikologisk Institut netop er begyndt at bruge denne
orm til deres Comet assay forsøg, og da DMU i Silkeborg venligst forærede mig 50 stk, som er opvokset
i laboratorium. Normalt bruges Eisenia fetida (kompost orm) til toksikologiske forsøg, da der bl.a.
foreligger en OECD guideline til eksponeringen af denne. Men da Eisenia veneta er større end Eisenia
fetida, skulle den være lettere at udtage celler fra med kanyle.
5.1.3 Medie
Til eksponering af ormene er brugt jord fra 2 områder, som begge tidligere er blevet undersøgt for deres
koncentration af phthalater og nonylphenoler af DMU; en økologisk jord og en jord fra Parcelgården,
hvor sidstnævnte har modtaget store mængder spildevandsslam.
Den økologiske jord er fra en gård i Lejre og har været økologisk dyrket i minimum 45 år. Jorden indeholder
kun meget små mængder phthalater (op til 45 ìg/kg), som må menes at komme fra regnvand og
husdyrgødning. (Vikelsøe et al., 1999) Denne jord er i forsøget brugt til akklimatisering og opbevaring
af ormene, samt som medie til negativ kontrol, DEHP eksponering og positiv kontrol, da man ikke kan
finde en naturligt kultiveret jord med lavere kemikaliekoncentration.
Den økologiske jord blev filtreret i en 5 mm si, således at sten, dyr og andre større partikler blev filtreret
fra, hvorefter fugtigheden blev bestemt ved at opvarme 20 g jord til 105 °C i 2 timer. Jorden blev yderligere
undersøgt for pH, da den bør forblive neutral imellem pH 5 og pH 7 (Fordsmann, 2000). pH blev
undersøgt ved at opløse 10 g filtreret jord i 20 ml vand (omrørte i 30 minutter), hvorefter blandingen
bundfældede i 2 timer, og pH kunne måles i vandfasen (Petersen, 1981).
Fugtigheden blev bestemt til 20 % og surhedsgraden til pH 6, hvorefter ormene blev opbevaret og akklimatiseret
i 10 kg af den økologiske jord i 14 dage. Jorden blev løbende undersøgt for fugtighed og pH,
og ugentligt blev ormene fodret med 9 g frysetørret komøg fra en økologisk besætning, opløst i 30 ml
millipore vand.
Jorden fra Parcelgården er en såkaldt ”worst case", da den er blevet tilført ca. 17 tons slam pr. hektar
pr. år fra 1968 til 1993, hvorefter den er blevet gødet med almindelig konventionel gødning. Spildevandsslammet
har, udover næring, tilført et utal af husholdningskemikalier, og bl.a. indholdet af DEHP og
Nonylphenol har været meget højt (se Kapitel 4.2.2).
Til forsøgene med jord fra Parcelgården blev den indsamlede jord filtreret i 2 mm si og enten brugt
direkte eller fortyndet med 50 % filtreret økologisk jord.
5.1.4 Eksponeringen
Den økologiske jord blev tørret over weekenden i ovn ved 105°C, således at den frigav sin 20 % fugtighed.
Efter tørring blev jorden filtreret igennem en 2mm si, hvor de sidste småsten og urenheder blev
fjernet, så afvejning og eksponering af jorden kunne fortages mest nøjagtigt.
Jorden blev eksponeret med en opslæmning af DMSO, DEHP i DMSO eller BaP i DMSO, opløst i
millipore vand, således at det passede med 40 ml væske til 160 g tørret jord. Blandingen foretages i selve
bægerglasset, hvori ormene skal eksponeres, da specielt DEHP vil have tendens til at binde sig til
48

Farlighed og DEHP Forsøget
kanten af et evt. blandingsglas. Heri opslemmes lidt af de 160 g jord i væsken, hvorefter resten af jorden
tilsættes, og der omrøres grundigt med en glasspatel.
Til forsøgene med jord fra Parcelgården blev brugt 200 g filtreret jord til 100 % prøve og 100 g filtreret
jord blandet med 100 g filtreret økologisk jord (ikke tørret) til 50 % prøve.
For at sikre at ormene havde samme alder og var på samme vækststadie, blev ormene vejet inden forsøgsstart,
hvor de havde en vægt på 1,25 g ± 10 %. Efter at have tilsat 2 orme til hvert medie, blev
bægerglassene lukket med perforeret stanniol, hvorefter de stod i stinkskab ved almindeligt nat/dag lys.
Efter 48 timers eksponering blev ormene overført til petriskåle med filterpapir i bunden som var fugtet
med ”regnorme ringer” (se bilag 1), her tømte ormene det næste døgn tarmen, således at celleudtagningen
ikke blev kontamineret med fæces.
5.1.5 Udtagning og oprensning af celler
Coelomocytvæsken blev udtaget med kanyle lige under båndet (se evt. kap 5.1.2) ved at lægge ormen på
en serviet fugtet med regnormeringer bukket over pegefingeren, således at tommelfinger og langefinger
kunne holde på henholdsvis hale og hoved. Når ormen holdes godt fast, føres kanylen ind under overhuden,
og mens man stadig kan se spidsen, udtages den mængde coelomocytvæske, som man kan se med
det blotte øje under huden på ormen (gullig væske). Det er vigtigt, at man ikke stikker for dybt, da man
derved kan perforere tarmen og kontaminere sine celler med fæces.
Denne metode er taget direkte efter en metode som Toksikologisk Institut har udviklet, og som jeg
venligst blev forevist under et besøg hos Mona Lise Binderup den 1 Februar, 2000. I litteraturen er
man praktisk talt gået væk fra denne metode, som først blev udviklet af Cooper (1974), som dog brugte
en pasteur pipette og ikke en kanyle. Siden hen har de fleste forsøg brugt en metode udviklet af Eyambe
et al. i 1991, hvor ormene selv afgiver coelomocytvæsken, se bilag 2. Grunden til at jeg valgte ”kanyle-metoden”
var, at jeg havde kyndig vejledning fra DMU og Toksikologisk Institut på netop denne
metode, samt en advarsel om at udstødelsesmetoden ofte vil kontamineres af fæces.
Coelomocytvæsken blev overført til et coated Eppendorfrør med ½ ml regnorme ringer på is, hvorefter
Eppendorfrøret blev lukket, blandet og centrifugeret ved 3000 o/min i 3 min v/ 4 °C.
Fra de orme der havde fået den største eksponering blev yderligere udtaget coelomocytvæske til
Tryphan blå test, hvor procentdelen af levende celler blev undersøgt. I de tilfælde hvor det ikke var muligt
at udtage mere coelomocytvæske, tog jeg 50 ìl fra eppendorfrøret inden centrifugeringen. Tryphanblå
testen skal påvise over 90 % levende celler, hvad den gjorde i alle testede tilfælde.
Supernatanten hældes fra Eppendorfrørerne, og centrifugatet blev herefter støbt ind i de forstøbte agaroseplader
(se kap. 5.2)
5.1.6 Lysering, alkalisering og elektroforese
Hele forsøget foregik til dette stadie i stinkskab med almindeligt lys om dagen (og mørke om natten).
Men efter indstøbningen af centrifugatet foregik det hele i gult lys, således at UV-strålerne ikke påvirkede
cellerne.
Objektglassene blev lyseret i køleskab i minimum 1 time, hvorefter de blev placeret i alkaliseringsvæsken
i elektroforesekaret. Data for Alkalisering og elektroforese veksler tidsmæssigt meget i
litteraturen, hvor Verschaeve & Gilles (1995) alkaliserer 20 min. og elek. 30 min. (300 mA og 25 V),
49

Farlighed og DEHP Forsøget
Šalagoviè et al. (1996) alkaliserer 40 min. og elek. 20 min. (300 mA og 25 V), og Bierkens et al.
(1998) alkaliserer 20 min. og elek. 10 min. v/ 1V/ cm (længde af elektroforesekaret).
Binderup alkaliserer i 40 minutter og elek. i 30 minutter (300 mA og 25 V), men mente at det var lige i
overkanten. Så jeg valgte gennemsnittet: 30 minutters alkalisering og 20 minutter elektroforese ved 300
mA og 25 V.
Herefter blev præparaterne skyllet i neutraliseringsvæske i 2 x 5 minutter, hvorefter de to første forsøg
blev tørret i 96 % ethanol i 1 minut, og det sidste forsøg forblev som våde præparater. Yderligere forklaring
følger i Kapitel 5.2.
5.1.7 Aflæsning af præparater
Præparaterne blev blindet og farvet med ethidiumbromid, hvorefter de blev undersøgt igennem et Leica,
dialux 22EB mikroskop med en kviksølvslampe og et rødt filter. Til analysen blev brugt Kinetic Imaging
program; komet 3.1, som var indstillet som det fremgår af Figur 5.1.3
Figur 5.1.3: Indstillingen af options i Kinetic Imaging, komet 3.1, programmet.
Præparaterne blev først gennemgået fra ende til anden for at undersøge kvaliteten af præparatet og koncentrationen
af celler. Herefter var tællingen vilkårlig ud fra et system om at dække hele præparatet
uden at bruge celler fra kanterne, da cellerne i nærheden af kanterne ofte er anderledes end de andre.
Billedforarbejdningsudstyret på computeren kunne i de fleste tilfælde selv fastlægge hoved og hale på
cellerne, men jeg måtte i flere tilfælde sætte grænserne manuelt.
Resultaterne blev gemt som excel regneark, hvor jeg i resultatbearbejdningen har fremhævet de to
oftest brugte enheder, Tail Moment og Tail DNA. Tail DNA er den procentmæssige mængde af DNA,
som findes i halen i forhold til hele kometen, og Tail Moment er Tail DNA • Tail length / 100.
5.2 Forsøgsgennemgang
Selvom man aldrig bør ændre i metoden, når man er i gang med et forsøg, så ændrede jeg lidt i indstøbningsmetoden
i det tredje forsøg. Grunden var, at jeg i de to første forsøg havde haft en del ”baggrundsfnidder”
på mine præparater, hvilket udover at irritere øjet, medvirkede til en lille fejlkilde, da compute-
50

Farlighed og DEHP Forsøget
ren ikke har kunnet bestemme lysintensiteten på alle cellerne. Fra Belgien 31 fandt jeg ud af, at
Verschaeve brugte et tykkere lag agarose, større præparatglas samt holdt præparaterne fugtige efter
færdiggørelsen, og at dette gav meget pænere præparater.
Derfor ændrede jeg præpareringsmetoden i det tredje forsøg, som desværre ikke viste sig at være meget
bedre. Metodeændringen skulle dog ikke ændre noget ved mine forsøgsresultater, da jeg ikke ændrede
ved selve celleantallet, oprensningen, alkaliseringen eller elektroforesen.
I det følgende har jeg på punktform indsat forsøgsgennemgangen slavisk, hvor a. henviser til de første to
forsøg, og b. henviser til forsøg 3, de steder hvor metoden har varieret.
5.2.1 Eksponeringen
1. 400 ml bægerglas nummereres med forsøgsnummer.
2. Negativ koncentrationen fremstilles: 1,44 ml DMSO blandes med 38,56 ml millipore vand i et bægerglas, hvorefter
160 g tørret økologisk jord iblandes lidt af gangen. Herefter omrøres godt.
3. DEHP koncentrationerne fremstilles ud fra en stamopløsning, som er den højeste DEHP koncentration i hvert forsøg
(henholdsvis 1000 mg/kg, 100 mg/kg og 50 mg/kg for forsøg 1, 2 og 3). Stamopløsningen fremstilles i 100 ml målekolber,
hvor DEHP blandes med 3,6 ml DMSO (max 1 % i jorden), og der fyldes op med millipore vand.
• 1000 mg/kg: 0,4 g DEHP pr 100 ml væske (0,16 g DEHP pr 40 ml væske 0,16 g DEHP pr 160 g
jord 1000 mg/kg)
• 100 mg/kg: 0,04 g DEHP pr 100 ml væske
• 50 mg/kg: 0,02 g DEHP pr 100 ml væske
4. De resterende koncentrationer fremstilles ud fra stamopløsningen under stærk omrøring, da DEHP vil forefindes som
microdråber. Opslæmningen i 160 g tørret økologisk jord foregår som punkt 2.
5. Positiv koncentrationen fremstilles direkte ned i bægerglasset, hvor henholdsvis 48 mg, 16 mg og 8 mg (300 mg/kg,
100 mg/kg og 50 mg/kg) BaP afvejes på elektronvægt og opløses i 1,44 ml DMSO (1% i jorden), hvorefter der fyldes
op med 38,56 ml milliporevand. Opslemningen i 160 g tørret øk ologisk jord foregår som punkt 2.
6. Når alle koncentrationerne er færdige vejes ormene, og hvis de vejer 1,25 g ± 10 %, puttes de op i bægerglassene to
og to, og et stykke dobbeltstanniol med små lufthuller lægges over og holdes fast med en elastik.
7. 48 timer senere klargøres petriskålene med filterpapir fugtet med regnorme ringer, og ormene tages ud af bægerglassene
og placeres to og to i petriskålene.
8. Et døgn senere er ormene parate til præpareringen
5.2.2 Præpareringen
1. Det ønskede antal frostede objektglas mærkes med forsøgsnummer.
2. Objektglassene præpareres:
a. Objektglassene præpareres med 100 ìl 1 % HMP agarose (55 °C), som dækkes med 24x32 mm dækglas og
lægges i køleskab i min. 10 minutter, hvorefter dækglasset fjernes.
b. Objektglassene præpareres først med 300 ìl 1 % HMP agarose (55 °C), som dækkes med 24x60 mm dækglas
og lægges på is i 5 min, hvorefter det størknede lag skrabes af, og dækglasset kasseres. Herefter præp areres
objektglassene endnu engang, men nu med 300 ìl 0,8 % HMP agarose (55 °C), som dækkes med
24x60 mm dækglas og lægges i køleskab i min. 10 minutter, hvorefter dækglasset fjernes.
3. Cellerne udtages af orme med kanyle, oprenses i 0,5 ml regnorme ringer på is, og centrifugeres ved 3000 omd/min i 3
minutter ved 4 °C (af cellerne fra de højeste koncentrationer udtages der 50 ìl til Tryphan blå test)
4. Indstøbning:
a. Efter centrifugeringen hældes supernatanten fra og cellerne blandes med 125 ìl 0,65 % LMP (PSB) agarose
(37 °C), hvoraf 100 ìl lægges ovenpå et forberedt præparatglas og dækkes med 24x32 mm dækglas,
hvorefter pladerne skal 10 minutter i køleskabet.
31 min vejleder, Jette Rank, besøgte, sammen med Mona Lise Binderup fra Toksikologisk Institut, i denne periode Verschaeve
i Belgien, som netop bruger regnormeceller til Comet assay forsøg.
51

Farlighed og DEHP Forsøget
b. Efter centrifugeringen hældes supernatanten fra, og cellerne blandes med 125 ìl 0,65 % LMP (PSB) agarose
(37 °C), hvoraf 100 ìl lægges ovenpå et forberedt præparatglas og dækkes med 24x60 mm dækglas,
hvorefter pladerne skal 10 minutter i køleskabet.
5. herefter fjernes dækglassene (og kasseres), og cellerne lyseres i minimum 1 time i lyserings arbejdsopløsning i et farvekar
under låg i køleskab.
6. Imellemtiden gøres elektroforese-karet parat: elektroforese- arbejdsopløsningen fremstilles og hældes op til mærket,
hvorefter strømforsyningen justeres til 25 V og 300 mA
7. Inden alkaliseringen startes, skylles præparatglassene i 10 sekunder i farvekar indeholdende frisk elektroforese arbejdsopløsning,
således at lyseringsvæsken skylles af, inden præparatglassene lægges over i elektroforesekaret til alkalisering.
8. 30 minutters alkalisering, hvorefter strømmen sluttes, og elektroforesen kører i 20 minutter.
9. Herefter neutraliseres præparaterne i neutraliseringsvæske i farvekar – 2 x 5 minutter
10. Præparaterne er færdige:
a. Præparaterne tørres i 96 % ethanol i 1 minut, hvorefter de lufttørres og opbevares mørkt
b. Præparaterne opbevares mørkt og vådt, dvs på servietter opblødet i millipore vand – i en box….
11. Blinding: For at undgå at man ubevidst påvirker resultatet af optællingen, så blindes præparaterne med vilkårlige
numre.
12. Tælling:
a. Præparaterne farves med 85 ìl ethidiumbromid brugsopløsning, og 24x32 mm dækglas påføres. Efter 10
minutter skylles præparaterne med millipore vand, så evt. overskydende farve forsvinder, hvorefter de
dyppes tørre med en serviet. (dækglassene forbliver på!)
b. Præparaterne farves med 85 ìl ethidiumbromid brugsopløsning, og 24x60 mm dækglas påføres. Efter 10
minutter fjernes dækglasset, og præparaterne skylles i et bægerglas med vand, hvorefter kanten af præparatet
dyppes på papir, så alt vandet løber af. 100 ìl millipore vand påføres, og dækglas lægges på.
5.3 Resultater
Jeg vil i denne gennemgang kun komme ind på de mest væsentlige resultater, men hvis man vil se nærmere
på de enkelte resultater, så er de indsat i bilag 3.
Det første forsøg var på mange måder et pilot forsøg, da begge orme i 10 mg/kg eksponeringen slap ud,
og da begge orme fra positivkontrollen med 300 mg/kg BaP døde i løbet af de 48 timers eksponering.
Yderligere viste ormene fra de samme koncentrationer meget forskellige værdier, som indikerer at
hverken DMSO eller DEHP har været blandet godt nok ud i jorden, således at ormene er blevet
forskelligt eksponeret, selvom de har været i den samme jord.
På trods af disse førstegangs fejl, som jeg lærte af til de næste forsøg, så viste gennemsnittet af de første
målinger, at der var en tendens til, at DEHP har haft en gentoksisk effekt på regnormenes coelomocytter,
som det fremgår af Figur 5.3.1. Her ses det også, at kurven knækker ved 1000 mg/kg, hvad jeg tog
som et tegn på, at den direkte toksicitet ved denne koncentration har oversteget den gentoksiske. Hvorfor
jeg undlod denne koncentration i forsøg 2.
Det andet forsøg var klart det pæneste af de tre. Som det ses på Figur 5.3.2, så er standardafvigelsen
forholdsvis lav, negativ værdierne er lave, og der er en fin dosis/respons kurve der starter fra 1 mg/kg.
I positivkontrollen overlevede begge orme, men var begge synligt påvirkede af toksiciteten, da båndende
var meget røde, og da de udstødte coelomocytvæsken på filterpapiret i petriskålen. Dette bevirkede også,
at jeg ikke kunne udtage celler på den ene. Positivkontrollen var altså stadig for høj, så den blev i forsøg
3 sat ned til 50 mg/kg BaP.
52

Farlighed og DEHP Forsøget
Figur 5.3.1: Resultats gennemsnit for forsøg 1, hvor resultaterne afbildes både ud fra Tail DNA og Tail Moment. Her ses det,
at værdierne ligger markant højere end negativværdien for både 1 mg/kg og 100 mg/kg, og at standardafvigelsen er høj. Alle data
findes i bilag 3.
Yderligere fremgår det af resultaterne, at der er forskel på, om man fremlægger sine resultater som Tail
Moment eller som Tail DNA, da Tail DNA tallene først er signifikant højere end negativ værdien ved
50 mg/kg. I modsætning til Tail Moment værdierne som viser signifikans allerede ved 5 mg/kg.
60
50
40
30
20
10
0
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
*
Tail Moment
Tail DNA i %
Neg 1 mg/kg 100 mg/kg 1000 mg/kg
Tail Moment
Tail DNA i %
= p < 0,02
*
Neg 0,5 mg/kg 1 mg/kg 5 mg/kg 10 mg/kg 50 mg/kg 100 mg/kg Pos
Figur 5.3.2: Resultats gennemsnit for forsøg 2, hvor det ses, at der specielt for Tail Moment værdierne er en flot dosis/respons
kurve, og at standardværdierne er forholdsvis lave. Alle data findes i bilag 3.
53
*
*
*
*
*
*
*

Farlighed og DEHP Forsøget
Det vigtigste resultat er dog, at der er en dosis/respons for DEHP, og at DEHP, ved 5 mg/kg eller 50
mg/kg er signifikant gentoksisk i forhold til negativværdien. Derfor var min prioritering også at reproducere
DEHP forsøget i det sidste forsøg og alligevel få plads til en 100 % og en 50 % koncentration af
jorden fra parcelgården, som det også fremgår af Figur 5.1.1.
Desværre gik der noget helt galt i det tredje og sidste forsøg. Her var negativ værdierne alt for høje (Tail
Moment på 9 og 11), flere orme afgav deres coelomocytter på filterpapiret, og en af ormene fra 50
mg/kg DEHP døde ved, at en del af enden faldt af. Desuden svulmede en orm fra 50 % parcelgårdsjord
op over bæltet, hvad den også døde af. Alt i alt et meget uheldigt forsøg, hvor det tyder på, at der
har været en fælles ekstern påvirkning, som har påvirket alle ormene.
Da negativkoncentrationen viste et alt for højt baggrundsniveau, kan jeg ikke bruge resultaterne fra
forsøg 3 til noget, men da det er det eneste forsøg, hvor jeg har undersøgt jorden fra parcelgården, så vil
jeg alligevel kommentere resultaterne herfra. De målte værdier har et Tail Moment over 10, og eksponeringen
af 100 % Parcelgårdsjord har forsøgets højeste værdi med et Tail Moment på 23,6. Yderligere
er det interessant, at en af ormene fra 50 % fortyndingen døde ved at svulme op, hvilket kan indikere
et såkaldt ”hotspot” i jorden, som Vikelsøe et al., (1999) også beskriver. Altså et lille område i jorden,
hvor DEHP eller nonylphenol opkoncentreres og derfor findes i meget høj koncentration.
5.4 Forsøgs diskussion
Jeg har i denne undersøgelse været udsat for en del usikkerheder, da mine resultater kun er pæne i ét ud
af tre forsøg. Hvilket bl.a. kunne skyldes den nye indstøbningsmetode i det tredje forsøg, men da selve
indstøbningen ikke skulle påvirke cellerne, så burde det ikke være det.
Efter at have gransket metoden, kan jeg udover små usikkerheder som utilstrækkelig fordeling af eksponenten
i jorden eller direkte laboratoriefejl, hvor jeg har byttet rundt på glas og præparater, kun finde
frem til én ting: Lys. Jeg kan have undervurderet UV-strålers skadelige virkning på regnorme, da jeg jo
ikke har holdt dem specielt mørkt under forsøget. I litteraturen har bl.a. Šalagoviè et al, (1996) også
udført eksponeringen i lys, men de udtog cellerne direkte efter eksponeringen. Under selve eksponeringen
har regnormene mulighed for at grave ned i jorden og gemme sig for lyset, men i dette forsøg lod
jeg dem tømme tarmen i et døgn, hvor de ikke havde mulighed for at undgå det lys, der har været i laboratoriet.
De flotte resultater fra forsøg 2 kan selvfølgelig være et tilfælde, men de kan også forklares med, at det
var gråvejr i den uge hvor forsøget stod på, og at laboratoriet ikke blev brugt det døgn, hvor ormene var
opbevaret i petriskålene. Dvs. at ormene i dette forsøg ikke blev udsat for den samme UV-stråling som
i de to andre.
Ud fra forsøg 2 bliver jeg nødt til at konkludere, at DEHP er under stærk mistanke for at være gentoksisk.
Jeg har ikke formået at reproducere forsøget, da jeg løb tør for orme og laboratorietid, men der er
en signifikant dosis/respons kurve der, med to orme fra hvert forsøg, viser, at Tail moment for DEHP
ved jordkoncentrationer over 5 mg/kg er signifikant gentoksisk.
Jorden fra Parcelgården kan jeg ikke konkludere noget på, men det tyder på, at DEHP og Nonylphenol
opkoncentreres i små områder af jorden, i såkaldte ”hotspots”, som for én af ormene i en 50 % blanding
var dødelig. Med andre ord tyder jorden ikke på at være særligt regnorme venlig.
54

Farlighed og DEHP Forsøget
Efter at have afsluttet forsøget har jeg i litteraturen fundet en test med Nereis virens, som viser en
stærk resistens overfor BaP, hvor man har fundet ud af, at BaP kun viser en signifikant mutagen effekt
ved 50 mg/kg, og at BaP bliver toksisk ved koncentrationer herover. De havde brugt EMS (Ethyl
Methan Sulfonat) som positivkontrol (De Boeck & Kirsch-Volders, 1997).
5.4.1 Comet assay
Ud fra mine forsøg er det svært at konkludere noget på metoden bag Comet assay, men som alle andre
testmetoder, kræver den en standardisering inden for hver enkelt forsøgsdyr. Denne standardisering vil
udover selve metoden også blive nødt til at gælde resultatparametrene, som i dag anvendes forskelligt
fra forsøg til forsøg. De to mest normale måder at vise sine resultater på er Tail DNA og Tail Moment,
men som specielt Figur 5.3.2 viser, så afviger resultaterne meget fra hinanden.
Et andet problem med denne test er, at den kræver, at cellerne ikke kontamineres af andre celler eller
organismer, da det er umuligt at skelne de forskellige cellers DNA fra hinanden, når de først er færdigpræp
arerede. Dette kan derfor medføre en væsentlig usikkerhed i målingerne, da en eventuel kontaminering
med andre celler ikke kan opdages, når præparaterne først er færdiglavede.
Generelt for korttidstests er det vigtigt, at man ikke bare foretager en undersøgelse med en enkelt testmetode,
men at man undersøger på to eller flere. Hvad f. eks. kunne være en kombination af Ames
testen og Comet assay.
Kombineret med en anden gentoksicitet test er Comet assay en god og hurtig måde til at undersøge et
stof for gentoksicitet, og det undrer mig, at man ikke bruger regnorme i risikovurderingerne, da de er
en af de første organismer, der påvirkes, når et kemikalie spredes i naturen.
55

Farlighed og DEHP Diskussion
6 Diskussion
Formålet med dette kapitel er at sammenføre og diskutere de informationer, som jeg har fundet frem til
i løbet af projektet således, at de kan redegøre for problemstillingen og skabe et fundament for besvarelse
af problemformuleringen.
For at kunne diskutere, hvorvidt reguleringen af kemiske stoffer fungerer tilfredsstillende, har jeg valgt
først at diskutere de miljøkemiske data, som jeg har fundet frem til i projektet. Udfaldet af egne data
bliver her stillet op imod den svenske kemikalieinspektions risikovurdering af DEHP som et praktisk
eksempel på, hvorvidt risikovurderingen har fundet frem til de samme konklusioner som jeg.
Efter at have diskuteret de miljøkemiske resultater vil jeg diskutere de gældende reguleringsmuligheder
samt de klassificeringskriterier, som kemiske stoffer i dag klassificeres under. Klassificeringskriterierne
omfatter ”listen over farlige stoffer”, hvorunder jeg specielt vil diskutere, hvilke kriterier der lå bag
fjernelsen af DEHP i 1990.
Diskussionen vil yderligere samle op på projektets resultater og diskutere de kriterier, hvormed viden
om farlighed i dag etableres samt diskutere det naturfaglige dilemma og forsigtighedsprincippets rolle i
miljødebatten.
6.1 Miljøkemiske data
Jeg kan udfra min egen dataindsamling konkludere, at DEHP helt sikkert er kræftfremkaldende for
gnavere, hvilket også den svenske kemikalieinspektions resultater stemmer overens med. Diskussionen
er nu, hvorvidt effekten kan overføres direkte på mennesker, hvad er mere tvivlsomt.
Gnavere bruges indenfor kræftforskningen i dag til at indikere, hvorvidt et kemikalie er kræftfremkaldende,
da specielt de enzymprocesser, der sker i rotteleveren, er lig de menneskelige. I netop tilfældet
med DEHP har forskere dog fundet ud af, at kræfteffekten kan være induceret af en speciel oxiderende
proces – peroxisome proliferation (PP) – som kun i lille grad kan ske i den menneskelige lever og
derved ikke udgør nogen menneskelig kræftrisiko. Der hersker dog stadig tvivl om, hvorvidt de påviste
kræftforekomster kan fremkomme af andre processer, udover PP, og det er her, at diskussionen bliver
kompliceret.
I diskussionen argumenterer forskere bl.a. for, at DEHP og MEHP nedsætter den naturlige celledød,
hvad gør cellerne mindre modstandsdygtige overfor stress, hvilket i en kombination med en stressfaktor,
som bl.a. PP, vil medføre kræftforekomst, hvorimod andre forskere argumenterer for, at PP alene,
er skyld i kræftforekomsten. Argumenterne er i sig selv relevante og kan på hver deres måde forklare,
hvorvidt DEHP udgør en kræftrisiko for mennesker eller ej. Fælles for argumenterne er dog, at det kun
er gisninger, og at usikkerheden drejer sig om kræftforekomst i den menneskelige lever.
Andre indikatorer for en evt. kræftfremkaldende effekt er genødelæggelser eller genmutationer, hvor jeg
i min data indsamling er kommet frem til 4 kromosomafvigelses (CA) undersøgelser, som påviser en
mutagen effekt for DEHP’s hovedmetabolit, MEHP. CA undersøgelserne står dog alene, da ingen af
de andre mutagenicitets undersøgelser kunne påvise en mutagen effekt, hvilket er meget unormalt for
et mutagent kemikalie. Sammen med et positivt Comet assay forsøg på menneskelige blodceller, som
Anderson et al. har udført, samt mit eget forsøg, hvor DEHP er under stærk mistanke for at være
gentoksisk, så mener jeg dog at have belæg for at konkludere, at DEHP har en iboende gentoksisk
effekt.
56

Farlighed og DEHP Diskussion
Den svenske kemikalie inspektion mener dog ikke, at hverken DEHP eller MEHP har en mutagen
effekt, og hvis man kigger deres forsøgsundersøgelser igennem, viser det sig, at de ikke har rapporten
fra Phillips et al. (1986) med, som indeholder to af de fire kromosomafvigelses undersøgelser. En anden
rapport som den svenske risikovurdering ikke har med i deres vurdering, er Anderson et al.,
(1999), som er den eneste rapport i litteraturen, der afprøver DEHP på menneskelige celler. Hvorfor
den slet ikke er omtalt er uvist, men det kan være fordi, at Comet assay er en forholdsvis ny metode,
hvor der endnu ikke findes OECD guidelines til udførelse af forsøget.
Udover stoffets mutagenicitet og kræftfremkaldende effekt gør den svenske kemikalieinspektion rede
for PEC/PNEC således, at der kan tages regulerende foranstaltninger, hvis miljøkoncentrationen er
større end PNEC. Dette er dog ikke tilfældet for jordorganismer, da den svenske kemikalieinspektion
slet ikke har kunnet beregne PNEC for jord. Risikovurderingen henviser til et forsøg med mikroorganismer
i jord, hvor mikroorganismerne ikke tog skade ved koncentrationer op til 250 mg/kg, og på dette
grundlag konkluderer rapporten, at PNEC for jord ligger over 250 mg/kg.
Selvom jeg ikke har undersøgt den direkte toksicitet, så kan jeg på stående fod med 100 % sikkerhed,
sige, at DEHP er væsentligt mere skadeligt for regnorme, end det er for de jordorganismer, som risikovurderingen
henviser til. Hvorfor risikovurderingen ikke har medtaget et toksicitetforsøg på regnorme,
ved jeg ikke, men havde DEHP været et nyt stof der skulle anmeldes, havde det været påkrævet under
niveau 1 (Tabel 3.4.3).
Et andet problem, som jeg også kun har beskæftiget mig sporadisk med i dette projekt, er samspilseffekten
kemikalier imellem, da de testede kemikalier ikke bliver undersøgt for, hvorvidt en samspilseffekt
med andre kemikalier, kan påvirke toksiciteten. I eksemplet med DEHP bliver PEC f.eks. kun undersøgt
for DEHP, selvom der i naturen findes spredt flere forskellige phthalater, som det bl.a. fremgår af
Tabel 4.2.2. Phthalater er stoffer med nogenlunde samme struktur og opbygning, og derfor ville det
være logisk at undersøge PEC for samtlige phthalater, hvad dog ikke er påkrævet.
6.2 Reguleringen
For at få kontrol over de kemiske stoffer i Europa blev direktivet om klassificering og mærkning indført.
Direktivet bygger i høj grad på tanken om bevisførelse for en eventuel effekt af et kemiske stof, mere
end det drejer sig om forsigtighed, og overskriften i direktivet er da også harmonisering i stedet for
miljø/sundhedsbeskyttelse. Harmoniseringen af kemiske stoffer har skærpet miljøkravene i en stor del af
de europæiske lande, hvilket har forbedret det europæiske miljø, men har samtidig tendens til at være ”en
kæp i hjulet” for miljøforbedrende initiativer for enkeltlandende i EU.
Det er stort set ikke muligt at indføre skærpede nationale miljøkrav, da der kun i lille grad er mulighed
for at bruge miljøgarantien, idet Kommissionen til enhver tid kan afvise en ansøgning, hvis den er i strid
med det indre markeds funktion. Med andre ord kan Danmark kun reelt indføre skærpede miljøkrav ved
at komme med forslag til EU om miljøforbedringer, men med 3 stemmer ud af 87 kræver det en hvis
opbakning fra de resterende lande for at få forslaget vedtaget og derved være med til at gøre en forskel.
Ved miljøpolitiske emner er det op til Kommissionen at komme med forslag til skærpelser eller reguleringsmuligheder,
og her er det officielt i EU at bruge lobbyister til aktivt at redegøre for den aktuelle
problemstilling. Lobbyisme foregår alle steder, hvor der skal tages en politisk beslutning, og jo vigtigere
beslutningen er, desto flere mennesker vil prøve at påvirke udfaldet. Med en instans som EU, hvor alle
europæiske beslutninger centraliseres, danner det automatisk en bedre grobund for lobbyisme, i forhold
til hvis beslutningerne var spredt over 15 lande. Det kan diskuteres, hvorvidt det i EU er forsvarligt, at
embedsmænd skal ty til lobbyister for at få en grundig gennemgang af de respektive problemstillinger.
57

Farlighed og DEHP Diskussion
Der er nemlig ingen garanti for, om det er miljøorganisationens lobbyister der bliver spurgt, om det er
industriens mænd, eller om det er begge dele. På den måde er den danske model med et specialudvalg,
som bliver indkaldt, når en bestemt problemstilling skal diskuteres, mere fair, da det ikke kun bør være
de pengestærke interesser, der har fordel. Man må dog ikke tro, at løsningen med specieludvalg fjerner
den mere lyssky form for lobbyisme i hjørnerne, ligesom der ved udvælgelsen af specialudvalgsparter er
rig mulighed for en selektiv udvælgelse.
Det er klart, at der med lobbyismen sker en skævvridning, hvor antallet af lobbyister, der arbejder for
en bedre miljøbeskyttelse, bliver overgået af lobbyister, der søger at beskytte industriens interesser.
Industrien har et meget større økonomisk fundament og har derfor råd til at ansætte rigeligt med lobbyister,
der hver dag har mulighed for at påvirke beslutningsprocesserne ved møder, frokoster, samt ved
tilfældige receptioner og lignende. Ud fra en forestilling om, at lobbyismen vil findes alligevel, kan man,
selvom industrien har samme fordele, argumentere for at centraliseringen af beslutningsprocesserne
faktisk er en fordel for miljølobbyisterne. De skal, i stedet for at påvirke 15 af hinanden uafhængige
beslutningsområder kun afsætte mandskab til ét område.
På netop området med DEHP er industriens interesse meget stor. PVC bruges i alle verdenshjørner, og
da DEHP er den billigste og mest brugte blødgører, så vil der unægtelig være et stort pres på embedsmændene
fra industriens side. Manglende substitutionsmulighed er et tungt argument fra en industri, der
vejer så tungt i den europæiske økonomi. I Danmark alene eksporterer vi f.eks. for 4 milliarder kr. medicinsk
PVC udstyr årligt (Plastindustrien, 1996).
Men hvor stort er problemet med manglende substitutionsmuligheder, når alt kommer til alt? Teoretisk
har Miljøstyrelsen i et projekt fra 1990 vurderet, at 95 % af alt PVC kan erstattes med andre materialer,
og hvis de tal passer, så kan en omlægning af industrien mindske phthalat forbruget til 1/20 (Bager
et al., 1990). Omlægningen af industrien er en stor økonomisk udskrivning, men man kan argumentere
for, at plastindustrien med deres størrelse skulle have råd til en omlægning.
Danmark har siden 1999 været i gang med en national handlingsplan for udfasningen af phthalater, hvor
målet i første omgang er en 50 % reduktion over 10 år. Idéen oprinder ifølge ”listen over uønskede stoffer”
af politiske årsager, men hvor rationel er den? Så længe det ikke er en EU vedtagelse, så vil Danmark
ikke være i stand til at hindre importen af PVC, så spørgsmålet er, hvorvidt handlingsplanen overhovedet
kan realiseres. Et andet spørgsmål, som kan undre, er, hvorfor Danmark er gået i gang med en
sådan handlingsplan, da DEHP stadig ikke er klassificeret som miljøfarligt eller sundhedsskadeligt for
mennesker.
Miljøstyrelsen skriver selv, at det er pga. de uforholdsmæssigt store mængder af phthalat, som kan findes
i miljøet, hvad i sig selv er en god grund. Dette tiltag kan også tænkes at være taget for at markere
sig i miljødebatten, da phthalat problematikken ofte er blevet diskuteret i medierne, og da et sådant indgreb
vil være med til at profilere Danmark som miljøforegangsland i danskernes øjne.
Lige meget hvad grunden er, så er det en god måde at signalere til industrien og resten af EU, hvad den
danske holdning til phthalater er, selvom det må slås fast, at Danmark i sidste ende kun har lille indflydelse
på den overordnede regulering af DEHP. Det er ligeledes tankevækkende, at DEHP bliver reguleret
af politiske årsager og ikke af miljømæssige. Havde phthalater ikke været omtalt i medierne i stort
omfang, så kan man forestille sig, at DEHP ikke ville blive reguleret, da det jo ikke engang er registreret
på ”listen over farlige stoffer”.
58

Farlighed og DEHP Diskussion
6.3 Klassificeringen
Klassificeringen udspringer fra et fælles europæisk ønske om at få kontrol over de stoffer, vi omgås, men
klassificeringen har siden begyndelsen handlet mere om harmonisering, end det har handlet om miljø.
Idéen med klassificeringen er god, da den, når den er blevet udført, kræver, at et kemisk produkt indeholdende
over 0,1 % af det klassificerede stof, skal mærkes efter klassificeringen, hvilket i en reguleringssammenhæng
er første skridt til en regulering. Hvem vil f.eks. købe en dunk opvaskemiddel med et
dødningehoved på? I eksemplet med DEHP vil en klassificering betyde mærkning af forskellige produkter,
som bl.a. plastikmaling, men da PVC er et materiale og ikke et kemisk produkt vil PVC ikke skulle
mærkes.
Eksemplet med at det kun er produkter der skal klassificeres og ikke er materialer, er ikke det eneste
eksempel på, at klassificeringskravene ikke er konsekvente. Er et kemikalie f.eks. klassificeret som
”miljøfarligt”, så gælder der ikke de samme mærkningsregler som for andre klassificeringer, da klassificeringen
som ”miljøfarligt” kun skal mærke enkeltstoffer og ikke produkter, da man i EU endnu ikke er
kommet til enighed om de gældende kriterier for produktmærkningen. Ydermere findes der ikke kriterier
til at klassificere et kemikalie som giftigt for planter, dyr, organismer i jorden eller langtidseffekter på
naturen, da man heller ikke på dette punkt er kommet til enighed i EU.
Klassificeringen som miljøfarligt blev indført i 1991, og det faktum, at der efter 9 år stadig ikke er udfærdiget
kriterier for klassificeringen, beskriver den langsommelighed, som er EU’s store problem på miljøområdet.
6.3.1 Listen over klassificerede stoffer
Da direktivet om klassificering og mærkning drejer sig mere om bevisførelse og harmonisering end forsigtighed,
blev flere nationalt klassificerede kemiske stoffer fjernet i årene op til 1990, fra bl.a. Danmark.
Dette galdt stoffer som bl.a. DEHP, som vi fra dansk side klassificerede som kræftfremkaldende
for mennesker, men som harmoniseringen i form af et internationalt ekspertpanel ikke mente, der
var belæg for at klassificere som sådant.
Hvorfor et forsigtighedsprincip ikke blev brugt, har jeg ikke beskæftiget mig med i dette projekt, men et
stille gæt er, at PVC også dengang blev brugt til utallige formål, og da en klassificering af DEHP som
kræftfremkaldende, fra befolkningens side, ville kræve en udfasning, så har specielt industrien modsat
sig en sådan klassificering.
Harmoniseringen har udover at have højnet kemikalie kravene i de miljømæssigt dårligst stillede lande,
haft en negativ virkning i andre lande, hvor brugen af forsigtighedsprincippet har været brugt i større stil
end i resten af EU.
Med eksempler som DEHP bør man derfor overveje, hvorvidt ”listen over farlige stoffer” skulle omdøbes
til ”listen over klassificerede stoffer”, da en sådan betegnelse vil være mindre misvisende.
6.3.2 EINECS
På grund af den stigende mængde uklassificerede kemikalier i Europa, var idéen om at registrere alle
hidtidige kemikalier og derved sætte et nulpunkt i 1981 en rigtig god måde at starte oprydningsarbejdet
på. Problemet, som er blevet diskuteret lige siden, er hvorvidt listen over eksisterende stoffer er reel, da
den er udfærdiget af industrien. Industrien har haft en stor økonomisk interesse i at indsætte flere kemikalier
på listen, end der reelt bliver brugt. Man kan f.eks. forestille sig, at industrien har tilføjet stoffer,
59

Farlighed og DEHP Diskussion
der kunne bruges i en fremtidig produktion og derved sparet sig selv for den dyre og tidskrævende procedure,
det siden 1981 er blevet at anmelde et nyt kemikalie.
Der findes 100.116 kemiske stoffer på listen over eksisterende stoffer, hvoraf vi f.eks. i Danmark
maksimalt bruger 20.000 ifølge Miljøstyrelsen. Hvorfor der endnu ikke er gjort tiltag for at reducere
listen over eksisterende stoffer, forstår jeg ikke, men en opstramning vil uden tvivl fjerne ca. halvdelen
af stofferne og derved fjerne en stor mængde af de kemikalier, som vi miljømæssigt ved alt for lidt om.
Der er mange forskellige forslag til, hvordan denne liste skal strammes op, men den jeg tror mindst på,
er Svend Aukens fra 1999, hvor han foreslår en dato, som f.eks. kunne være 2005, hvorefter alle ”ikke
klassificerede” kemikalier skal anses som nye stoffer. Hvis forslaget blev indført i dag, og vi regner
med, at der er 50.000 stoffer i produktionen, hvoraf kun 5000 er klassificeret, så skulle der klassificeres
næsten 10.000 stoffer om året de næste 5 år! Til sammenligning har Kommissionen siden 1993 været i
gang med at risikovurdere i alt 110 stoffer, hvoraf der er færdiggjort 4. Det er derfor et urealistisk forslag,
hvis man ser på, hvordan tingene fungerer i dag. Der er dog ingen tvivl om at der skal tages initiativ
til at stramme op på EINECS for at komme til bunds i risikovurderingen.
6.4 Etablering af viden om farlighed
Både i Danmark og i EU har man en politisk forestilling om, at man skal værne om miljøet. Derfor er
der i dag større fokus på bl.a. farligheden af de kemiske stoffer, hvor vi ikke kender andre egenskaber
end de tilsigtede.
Redskaberne til at kontrollere og undersøge for de kemiske stoffers potentielle farlighed er ”anmeldelsen
af nye kemiske stoffer” og ”risikovurderingen af eksisterende kemiske stoffer”, der, som det
fremgår af Kapitel 3, er meget omfattende. Alligevel stemmer konklusionen af projektets indsamling af
viden ikke overens med den svenske kemikalieinspektions risikovurdering af DEHP, da jeg mener, at
DEHP er påvist gentoksisk, hvad den svenske kemikalieinspektion ikke kommer frem til.
Her kan man diskutere, hvorvidt risikovurderingen er omfattende nok, men dette har jeg valgt ikke at
komme ind på, da jeg ikke mener, at det er antallet af undersøgelser, der er problemet i risikovurderingen.
Problemet opstår, når referenten, ud fra undersøgelser på dyr og bakterier, skal konkludere på hvilket
område, kemikaliet er skadeligt for mennesker. Her bliver referenten nødt til at svare direkte på
spørgsmålet, hvilket for DEHP bl.a. lyder: ”er der bevis for at DEHP er mutagent?”, hvortil referenten
ud fra bedste overbevisning kun kan svare, at det er der ikke!
Naturvidenskaben er ikke sort/hvid, og det er derfor ofte svært at vurdere, hvorvidt et kemikalie har
uønskede egenskaber for mennesker, specielt når undersøgelserne skal foretages igennem forsøg, der
kun kan virke vejledende. Det er her, at forsigtighedsprincippet bør sættes ind. Forsigtighedsprincippet
har længe indgået i bl.a. Unionstraktaten, men er ikke blevet lovmæssigt forankret i f.eks. kriterierne for
klassificering af kemiske stoffer. Derfor kræves der stadigvæk klare beviser i undersøgelsen af kemiske
stoffers farlighed, hvad langt fra altid er muligt.
Problemet opstår ikke, når et kemikalie er positivt i stort set alle testmetoder, men når kemikaliet, som
det er tilfældet med DEHP, befinder sig i det ”grå område”, hvor resultaterne modsiger hinanden. Her
vil miljøkemiske undersøgelser blive genstand for en ”skyttegravskrig”, hvor man på den ene side vil
påstå, at der ikke er belæg for at klassificere kemikaliet som gentoksisk, mens den anden side vil mene,
at det er uforsvarligt at fortsætte produktionen af et kemikalie, som er potentielt gentoksisk, og som
derved udgør en unødvendig risiko.
60

Farlighed og DEHP Diskussion
Et andet problem med etableringen af viden om farlighed er, at den er alt for langsom, hvad dog ikke
er et aspekt, som jeg har beskæftiget mig direkte med, men mere er et aspekt, som jeg er blevet opmær
ksom på igennem projektperioden. Jeg har bl.a. gjort rede for, at kun halvdelen af de 2700 mest
brugte kemikalier i Europa er undersøgt for toksicitet, hvilket efterlader 1350 såkaldte ”højvolumen”
stoffer, som burde være de første stoffer, der blev undersøgt. Med den hastighed hvormed risikovurderingen
fungerer, vil det tage over 100 år, ud fra det faktum at det har taget 7 år at risikovurdere de 4
første kemikalier.
For at komme tilbage til det svenske udkast til risikovurderingen af DEHP, så anbefales det, på baggrund
af de enslydende kræftforekomster på gnavere, at DEHP bør klassificeres efter EU’s kræft fareklasse
3a: ”stoffer der giver anledning til betænkelighed, da de muligvis kan fremkalde kræft hos mennesket”.
Denne anbefaling kommer på baggrund af, at referenten ikke mener, at peroxisome proliferationen
alene kan være medvirkende til den fundne kræftforekomst i gnavere.
Anbefalingen er i modsætning til andre større instanser, hvor IARC den 15 februar i år, EPA sidste år og
den canadiske miljømyndighed (CEPA) i 1994 kom frem til, at DEHP skulle klassificeres efter IARC’s
fareklasse 3: ”ikke kræftfremkaldende for mennesker” selvom der, i specielt det sidste tilfælde fra CE-
PA, herskede stor tvivl (Meek & Chan, 1994).
Diskussionen kan nu fortsætte med gisninger om, hvorvidt den svenske kemikalieinspektion måske ville
have konkluderet anderledes, hvis de havde haft de samme undersøgelser, som jeg baserer min konklusion
på. Den diskussion vil jeg dog slet ikke begynde på, da jeg mener, at problemet hovedsageligt bunder
i det manglende forsigtighedsprincip. Havde forsigtighedsprincippet været forankret i klassificeringskriterierne,
ville enhver usikkerhed blive undersøgt en ekstra gang, ligesom tvivlstilfælde ville komme
miljøet til gode.
Således ville den svenske kemikalieinspektions konklusion i stedet være, at man ikke kan påvise, at
DEHP ikke er mutagent, hvilket er baseret på de samme undersøgelser, men som, ud fra min overbevisning,
kommer tættere på sandheden.
Hvorvidt en sådan konklusion ville få Kommissionen til at foretage en regulering af DEHP er ikke til at
vide, da der er mange økonomiske interesser involveret, og da der ikke umiddelbart kan findes nogen
billige alternativer til DEHP. Et eksempel på et farligt kemikalie, der stadig bliver brugt, er benzen, som
er påvist kræftfremkaldende, men som stadig bliver brugt i meget store mængder i benzin.
Eksemplet med benzen viser, at der er nogen stoffer, det er sværere at substituere end andre, og det er
stadig min opfattelse, at industriens interesse i at opretholde produktionen, samt den deraf afledte økonomiske
interesse, er den største barriere. Dette underbygger jeg ved at forestille mig, at DEHP var et
nyt kemikalie, der aldrig havde været brugt, og nu skulle igennem en anmeldelsesprocedure. Anmeldelsen
ville, på grund af mængden, kræve en fuldstændig undersøgelse, hvor ihvertfald kræf tundersøgelser og
toksicitet på regnorme ville vise positive resultater, hvilket med stor sandsynlighed ville forbyde stoffet,
før det overhovedet nåede produktionen.
En sidste ting, som jeg vil diskutere omkring vores etablering af viden om farlighed, er, at vi ud fra
undersøgelser på enkeltceller, bakterier eller dyr, undersøger kemikalier for gentoksiske effekter og
potentielle kræftfarer, da det efter samfundets gældende normer ikke er acceptabelt at lave undersøgelser
på mennesker in vivo. Disse undersøgelser fungerer mere eller mindre som indikatorer, og vil, som
i eksemplet med DEHP, kunne forårsage kræft hos mus og rotter, som, ifølge bl.a. IARC, ikke kan forekomme
hos mennesker. Det er tankevækkende, at vi pga. rotteleverens humanlignende enzymprocesser
kan bruge rotten som indikation på muligheden for human kræftforekomst, og at rotten så allige-
61

Farlighed og DEHP Diskussion
vel kan pådrage sig en kræftsygdom, som ikke kan forekomme i mennesket. Når en sådan effekt kan
forekomme den ene vej, så kan man jo også forestille sig, at den kan ske den modsatte vej, hvilket ikke
vil opdages, før det er for sent.
62

Farlighed og DEHP Konklusion
7 Konklusion
Viden om farlighed etableres i dag ud fra anmeldelses- og risikovurderingskriterier, som praktisk ikke
kan være mere omfattende. Alligevel viser udkastet til den svenske kemikalieinspektions risikovurdering
af DEHP, at referenten ikke kommer frem til samme konklusion, som jeg gør i mine undersøgelser,
da vurderingen, i modsætning til dette projekt, konkluderer, at hverken DEHP eller MEHP besidder en
mutagen effekt.
Jeg refererer i litteraturstudiet til 4 kromosomafvigelses undersøgelser, der påviser at specielt metabolitten
MEHP er mutagen, ligesom mit ”Comet assay” forsøg viser en signifikant gentoksicitet for DEHP
på regnorme, hvorfor jeg konkluderer, at DEHP er gentoksisk. Alligevel mener jeg, at omfanget af
kriterierne til risikovurdering af eksisterende stoffer er fyldestgørende, da der i den svenske kemikalieinspektions
rapport var refereret til 2 undersøgelser, hvor specielt MEHP var påvist mutagent. Disse
blev dog negligeret, da stort set alle andre typer af mutagenicitetstest var negative, og da referenten
derfor ikke mente, at der var belæg for at klassificere DEHP som mutagent.Det er her jeg mener problemet
findes.
Klassificeringen af kemiske stoffer bygger nemlig på bevisførelse, da der for en eventuel effekt kræves
entydige beviser, før en erkendelse af problemet vil påbegynde en evt. regulering. I spørgsmålet om
hvorvidt et stof er kræftfremkaldende for mennesker, findes flere udmærkede metoder, som kan indikere,
hvorvidt stoffet besidder en evt. effekt, men naturvidenskaben er sjældent sort/hvid og kommer ofte
med tvetydige svar, som det bl.a. er tilfældet med DEHP.
Viden om farlighed i EU etableres derfor ud fra et princip om bevisførelse, hvor et stof ikke kan klassificeres
som farligt før, at der ligger overbevisende beviser herfor.
Problemet med DEHP står ikke alene, da det er en problemstilling som kan relateres til samtlige kemikalier,
hvor der er tvivl om humantoksiciteten. Fælles for disse stoffer er, at der findes modsigende data
omkring deres humantoksicitet, hvis effekt ikke vil blive fuldstændigt klarlagt uden at kemikaliet bliver
testet på mennesker. Det er her, jeg mener at forsigtighedsprincippet bør forankres i klassificeringskriterierne
således, at man i stedet for entydig bevisførelse kræver forebyggelse og derved går ud fra at et
kemikalie er farligt, indtil det modsatte er bevist.
Som led i harmoniseringen af klassificerede stoffer i EU, blev den danske klassificering af DEHP som
”måske kræftfremkaldende for mennesker” i 1990 nedstemt af Kommissionen, da et internationalt ekspertpanel
ikke mente, at der var videnskabeligt belæg for en sådan klassificering. Den danske klassificering
var baseret på, at DEHP er kræftfremkaldende for mus og rotter, hvad der heller ikke er tvivl
om. Problemet bestod i, at Danmark ikke kunne dokumentere at den kræftfremkaldende effekt også
galdt for mennesker.
Grunden til at DEHP blev fjernet fra ”listen over farlige stoffer” er altså, at man fra dansk side ikke
kunne bevise entydigt, at DEHP er kræftfremkaldende for mennesker, og da forsigtighedsprincippet
ikke er forankret i den europæiske klassificeringslovgivning, medførte det, at DEHP’s klassificering
udløb den 1/1 1991.
EU-Kommissionen iværksatte i 1995 en risikovurdering af DEHP, for at få en sikker melding om, hvorvidt
DEHP er skadeligt for mennesker og miljø. Efter at have set udkastet til risikovurderingen kan jeg
kun betvivle, at den svenske kemikalieinspektions vurdering vil afspejle DEHP’s potentielle farlighed,
da kravene om bevisførelse har negligeret de få positive resultater, der er udfaldet af kromosomafvigel-
63

Farlighed og DEHP Konklusion
ses undersøgelser. Dette efterlader spørgsmålet om DEHP’s kræf tfremkaldende effekt for mennesker
på næsten samme stadie, som det var for 10 år siden. Udkastet af rapporten indikerer, at DEHP vil blive
klassificeret som kræftfremkaldende i kategori 3a: ”stoffer der giver anledning til betænkelighed, da de
muligvis kan fremkalde kræft hos mennesket”.
Personligt har jeg valgt at forankre forsigtighedsprincippet i min bedømmelse af DEHP, og vil derfor,
med udgangspunkt i at DEHP er gentoksisk og kræftfremkaldende for mennesker, indtil det modsatte
er bevist, kunne konkludere, at det ikke har været muligt at afkræfte DEHP’s gentoksicitet, ligesom det
heller ikke har været muligt at afkræfte DEHP’s kræftfremkaldende effekt for mennesker.
64

Farlighed og DEHP Litteraturliste
8 Litteraturliste
Agarwal et al., 1985: Antifertility and Mutagenic Effects in Mice from Parenteral Administration of
Di-2-ethylhexyl Phthalate (DEHP). D.K. Agarwal, W.H. Lawrence, J. Autian. Journal of Toxicology
and Environmental Health, 16:71-84, 1985
Al-Omran & Preston, 1987: The Interactions of Phthalate Esters with suspended Particulate Material
in Fresh and Marine Waters. L.A. Al-Omran and M.R. Preston. Environmental Pollution 46 (1987)
177-186
Ames et al., 1973: An improved bacterial test system for the detection and classification of mutagens
and carcinogens. Ames B. N., Lee F. D., Durston W. E. Proceedings of the National Academy of
Sciences of the United States of America, Vol 70, nr. 3, pp 782-786, 1973.
Ames et al., 1975: Methods for detecting carcinogens and mutagens with the Salmonella/mammalianmicrosome
mutagenicity test. Ames B. N., McCann J., Yamasaki, E. Mutation Research 31, pp 347-
364, 1975.
Andersen, 1997: Regnorme. Casper Andersen. Natur og Museum, nr. 4, dec. 1997 – Naturhistorisk
Museum - Aarhus
Anderson et al., 1999: Effect of some Phthalate Esters in Human Cells in the Comet assay. D. Anderson,
T-W. Yu and F. Hincal. Teratogenesis, Carcinogenesis and Mutagenesis 19:275-280 (1999)
Andersen, 2000: Telefoninterview med Bent Horn Andersen fra Arbejdstilsynet den 16 maj, 2000.
Arbejdstilsynet, 1996: Grænseværdier for stoffer og materialer. At-anvisning Nr. 3.1.0.2. December
1996. Arbejdstilsynet, Kbh Ø
Autian, 1982: Antifertility Effects and Dominant Lethal assays for Mutagenic Effects of DEHP. John
Autian: Environmental Health Perspectives. Vol 45, pp. 115-118, 1982
Bager, et al., 1990: PVC i emballage. Miljøprojekt nr. 134. Kim Bager, Karen Jeilsø, Søren Ludvigsen,
Jan Jakobsen og Kirsten Nielsen. Miljøministeriet, Miljstyrelsen, 1990
Baker & Bonin, 1985: Tests with the Salmonella plate-incorporation assay. Baker, R.S.U. and Bonin,
A.M. In: Ashby, J. and de Serres, F.J. (eds.): Progr. Mutat. Res. 5, 177-180, Elsevier Science Publ.
Barber, 1994: Gentic Toxicology Testing of Di(2-ethylhexyl) Terephthalate. Eugene D. Barber. Environmental
and Molecular Mutagenesis 23:228-233 (1994)
Bella et al., 1999: Contamination of Italian Citrus Essential Oils: Presence of Phthalate Esters.
Giuseppa Di Bella, Marcello Saitta, Mariachristina Pellegrino, Francesco Salvo abd Giacomo Dugo. J.
Agric. Food Chem. 1999, 47, 1009 - 1012
Bierkens et al., 1998: Comparative sensitivity of 20 bioassays for soil quality. J. Bierkens, G. Klein, P.
Corbisier, R. Van Den Heuvel, L. Verschaeve, R. Weltens, G. Schoeters. Chemosphere, vol. 37, Nos
14-15, pp. 2935-2947, 1998.
65

Farlighed og DEHP Litteraturliste
Binderup & Knudsen, 1999: Gentoksikologi. Kapitel 1 i Toksikologi i arbejdsmiljøet, bind 2. Skrevet af
Mona-Lise Binderup og Lisbeth E. Knudsen. Redigeret af Effe Midtgård, Leif Simonsen og Lisbeth E.
Knudsen. Arbejdsmiljøinstituttet, København, 1999
Binderup, 2000: Besøg og samtale hos Mona-Lise Binderup på Toksikologisk Institut, Fødevaredirektoratet,
1. Februar, 2000
Blom et al., 1998: Effects of Xenoestrogenic Environmental Pollutants on the proliferation of Human
Breast Cancer Cell Line (MCF-7). A.Blom, E,Ekman, A.Johannison, L.Norrgren, M.Pesonen. Arch.
Environ. Contam. Toxicol. 34, 306-310, 1998
Cambell, 1996: Biology, fourth edition. Neil A. Cambell. University of California. The Benjamin/Cummings
Publishing Company, INC. Menlo Park, California.
Clausen, 2000: Telefoninterview med Henning Clausen, 13 kontor i miljøstyrelsen. 27 april, 2000.
Cooper, 1974: Phylogeny of leukocytes: earthworm coelomocytes in vitro and in vivo. In: Lymphocyte
recognition and effector mechanisms. Proceeding of the Eigth Leukocyte Culture Conference.
(Lindahl-Kiessling K, Osoba D, eds) New York: Akademic Press, pp 155-162.
Cotelle & Férard, 1999: Comet assay in genetic ecotoxicology: A review. S. Cotelle and J.F.Férard.
Environmental and Molecular Mutagenesis 34:246-255, 1999.
De Boeck & Kirsch-Volders, 1997: Neries virens (Annelida Polychaeta) is not an adequate sentinel
species to assess the genotoxic risk (Comet assay) of PAH exposure to the environment. Environ.
Mol Mutagen 30:82-90
Dirven et al., 1991: Non-mutagenecity of 4 metabolites of di(2-ethylhexyl)phthalate (DEHP) and 3
Structurally related derivatives of di(2-ethylhexyl)adipate (DEHA) in the Salmonella mutagenicity assay.
H.A.A.M Dirven, J.L.G. Theuws, F.J. Jongeneelen and R.P. Bos. Mutation Research, 260
(1991) 121-130
Douglas et al., 1986: Genetic Toxicology of Phthalate Esters: Mutagenic and Other Genotoxic Effects.
George R. Douglas, Alida P. Hugenholtz and David H. Blakey. Environmental Health Perspectives,
Vol 65, pp. 255- 262, 1986
Doull et al., 1999: A cancer Risk Assesment of Di(2-ethylhexyl)phthalate: Application of the New
U.S. EPA Risk Assessment Guidelines. John Doull, Russell Cattley, Cliff Elcombe, Brian G. Lake,
James Swenberg, Christopher Wilkinson, Gary Williams and Marcia van Gemert. Regulatory Toxicology
and Pharmacology 29, 327-357 (1999)
Dyekjær & Jørgensen, 1999: En ny kemikaliepolitik, -Et udspil i debatten om skadelige kemiske stoffer.
Sidsel Dyekjær og Christian Ege Jørgensen. Det Økologiske råd, 1999.
ECPI, 1996: European Council for Plasticisers and Intermediates. Assessment of the release, occurrence
and possible effects of plasticisers in the environment. Phthalate esters used in plasticised PVC.
CEFIC, September, 1996.
66

Farlighed og DEHP Litteraturliste
EEA, 1998: European Environment Agency, Chemicals in the European Environment: Low doses high
stakes?. The EEA and UNEP Annual message on the stage on Europe’s environment. 1998.
http://themes.eea.eu.int/showpage.php//?pg=36970
EU, 1990: Gældende EF-retsforskrifter. 90/420/EOEF: Kommissionens beslutning af 25 Juli 1990 om
klassificering og etikettering af di(2-ethylhexyl)phthalat i overensstemmelse med artikel 23 i Rådets
direktiv 67/548/EUEF. EF-tidende nr. L 222 af 17/08/1990 S. 0049 til 0049.
EU, 1993a: Gældende EF- retsforskrifter. Rådets forordning (EOEF) nr. 793/93 af 23 marts 1993 om
vurdering og kontrol med risikoen ved eksisterende stoffer. EF-tidende nr. L 084 af 05/04/1993 s. 1-
75
EU, 1993b: Gældende EF-retsforskrifter. Kommissionens direktiv 93/21/EOEF af 27. april 1993 om
attende tilpasning til udviklingen af Raadets direktiv 67/548/EOEF om tilnærmelse af lovgivning om
klassificering, emballering og etikettering af farlige stoffer. EF-tidende nr. 110 af 04/05/1993 s. 0020 –
0021.
EU, 1994a: Kommissionens forordning (EF) Nr. 1179/94 af 25 maj 1994. Vedrørende den første liste
over prioriterede stoffer i medfør af Rådets forordning (EØF) nr. 793/93. De Europæiske Fællesskabers
Tidende, Nr. L 131/3 – side 94
EU, 1994b: Gældende EF-retsforskrifter, Dokument 394R1488: Kommissionens forordning (EF) nr.
1488/94 af 28 Juni 1994 om principperne for vurdering af risikoen for mennesker og miljø ved eksisterende
stoffer, i overensstemmelse med Rådets direktiv (EOEF) nr. 793/93 (tekst af betydning for
EOES). EF-tidende nr. L 161 af 29/06/1994 s. 3 - 11
EU, 1995a: Commission regulation (EC) No 2268/95, of 27 September 1995. Concerning the second
list of priority substances as foreseen under Council Regulations. Official Journal of the European
Communities. No. L 231/18
EU, 1995b: Bekendtgørelse om anmeldelse af nye kemiske stoffer1). Bek. Nr. 1002 af 14/12/1995
(gældende), som vedrører LBK nr. 21 af 16/01/1996 og LBK nr. 798 af 09/11/1998, samt senere ændring
til forskriften BEK nr. 800 af 23/10/1997.
EU, 1996: Det Europæiske fællesskabs Miljølovgivning. Bind 1 – Almen Politik. Europakommissionen,
Generaldirektorat XI, Miljø, Nuklear sikkerhed og Civilbeskyttelse. Luxembourg, kontoret for De Europæiske
Fællesskabers Officielle Publikationer, 1996.
EU, 1997a: Kommissionens forordning (EF) Nr. 143/97 af 27 Januar 1997 – Vedrørende den tredje
liste over prioriterede stoffer i medfør af rådets forordning (EØF) nr. 793/93. De Europæiske Fællesskabers
Tidende Nr. L 25/13.
EU, 1997b: Classification, packaging and labelling of dangerous substances in the European Union,
Part II – Testing methods. Annex V – Methods for the determination of physico-chemical properties,
toxicity and ecotoxicity. Directive 67/548/EEC, January 1997.
EU, 1997c: Bekendtgørelse nr. 801 af 23/10/1997. Bekendtgørelse om klassificering, emballering,
mærkning, salg og opbevaring af kemiske stoffer og produkter.
67

Farlighed og DEHP Litteraturliste
EU, 1999: Rom, Maastricht, Amsterdam; EU’s traktatgrundlag. Sammenskrevet udgave af Amsterdamtraktaten
fra Folketingets EU-oplysning, Christiansborg, 1999.
EU, 2000: Communication from the commission on the precautionary principle. Commission of the
European communities, Brussels, 02022000 – COM(2000) 1
Eyambe et al., 1991: A non-invasive technique for sequential collection of earthworm (lumbricus terrestris)
leukocytes during sub chronic immunotoxicity studies. George S. Eyambe, Arthur J. Goven,
L.C. Fitzpatrick, Barney J. Vanables & Edwin L. Cooper. Laboratory Animals (1991) 25, pp 61-67
Fairbairn et al.,1995: The Comet assay: a comprehensive review. Daryl W. Fairbairn, Peggy L. Olive.
Kim L. O’Neill. Mutation Research 339 (1995) 37-59.
Fordsmann, 2000: Samtale med Janeck Scott Fordsmann, DMU i Silkeborg.
Frimann, 2000: Telefoninterview med Lea Frimann Hansen fra Miljøstyrelsens Kemikaliekontor, d. 7
april, 2000.
Fung et al., 1997: Statistical analysis of the lacl transgenic mouse mutagenicity assay. Karen Y. Fung,
Daniel Krewski, Yiliang Zhu, Sarah Shepard and Werner K. Lutz. Mutation Research 374 (1997) 21-
40.
Hansen, 2000: Telefoninterview med Kim Kaas Hansen fra Folketingets EU-oplysning. 26 april, 2000.
Harris et al., 1997: The Estrogenic Activity of Phthalate Esters In Vitro. Catherine A. Harris, Pitkko
Henttu, Malcolm G. Parker and John P. Sumpter. Research, Volume 105, Number 8, August 1997 –
Environmental Health Perspectives -
Hart, 2000: Telefoninterview med Jim Hart fra Fødevaredirektoratet, den 16 maj, 2000. Jim Hart arbejdede
i Kommissionen i 1990, under DEHP sagen.
Hellman, 1988: Introduktion i genetisk toxikologi, Ett underlag för bedömning av kemikaliers genotoxicitet.
Rapport från kemikalieinspektionen. Björn Hellman. Utredningsavdelingen 11/88
Hoffmann L, 1996: Massestrømsanalyse for phthalater. Miljøprojekt nr. 320 fra Miljøstyrelsen. Leif
Hoffmann, Miljø- og Energiministeriet, 1996.
Holm et al., 1997: Miljøregulering – Tværfaglige studier. Jesper Holm, Bente Kjærgård og Kaare Pedersen.
Roskilde Universitetsforlag, Frederiksberg C, Denmark
Holtzclaw et al., 1991: General Chemistry with qualitative analysis, ninth edition. Henry F. Holtzclaw;
William R. Robinson; Jerome D. Odom. D.C. Health and Company, Lexington, Massachusetts, Toronto,
1991.
Huber et al., 1996: Hepatocarcinogenic Potential af Di(2-Ethylhexyl)phthalate in rodents and its
Implications on Human Risk. Wolfgang W. Huber, Bettina Grasl-Krarupp, and Rolf Schulte-Hermann.
Critical Reviews in Toxicologi, 26(4):365-481, 1996.
IARC, 2000: IARC Monograph on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Some Industrial
Chemicals, vol 77, 15-22 februar, 2000. http://193.51.164.11/htdocs/announcements/vol77.htm
68

Farlighed og DEHP Litteraturliste
IDA, 1998: Nøglen til miljøet – Om EU’s Miljøpolitik. En håndbog for virksomheder, politikere, embedsmænd
og græsrødder. Ingeniørforeningen i Danmark, 1780 København V, Juni 1998.
IDA, 2000: Forsigtighedsprincippet i praksis, debat i Ingeniørforeningens hus, den 13 marts, 2000.
James et al., 1998: Suppression of hepatocyte apoptosis and induction of DNA synthesis by the rat
and mouse hepatocarcinogen diethylhexylphthalate (DEHP) and the mouse hepatocarcinogen 1,4dichlorobenzene
(DCB). James, N.H., Soames, A.R., and Roberts, R.A.. Arch Toxic ol 72, 784-790.
(1998)
Jung et al., 1992: Collaborate study of mutagenicity with Salmonella typhimurium TA102. Jung R,
G. Engelhart, B. Herbolt, R. Jäckh and W Müller. Mutation Research, 278 (1992) 265-270
Jørgensen & Boye, 1998: EU’s miljøpolitik, kan frihandel og miljø forenes? Christian Ege Jørgensen og
Mette Boye. Det Økologiske Råd, 1301 København K. 1998.
Kemi, 2000: Draft on the Risk Assessment report on DEHP from the Swedish National Chemicals
Inspectorate. Box 1384, Solna, Sweden. Received 29-03-2000.
Keyser et al., 1976: Biodegradation of the Phthalates and their Esters by Bacteria. Paul Keyser,
Basayya G. Pujar, Richard W. Eaton and Douglas W. Ribbons. Environmental Health Perspectives,
Vol. 18, pp. 159-166, 1976.
Kirby et al., 1983: Evaluation of Di-(2-ethylhexyl)phthalate and its Major Metabolites in the Ames
Test and L5178Y Mouse Lymphoma Mutagenicity Assay. P.E. Kirby, R.F. Pizzarello, T.E. Lawlor,
S.R. Haworth and J.R. Hodgson. Environmental Mutagenesis 5:657-663 (1983)
Kluwe et al., 1982: The carcinogenicity of dietary di(2-ethylhexyl) Phthalate (DEHP) in fisher 344 rats
and B6C3F, Mice. William M. Kluwe, Joseph K. Haseman, J. Fielding Douglas, James E. Huff. Journal
of Toxicology and Environmental Health, 10:797-815, 1982
Koop et al, 1999: A scientific Evaluation of Health Effects of Two Plasticizers Used in Medical Devices
and Toys: A Report from the American Council on Science and Health. C. Everett Koop &
Daland R Juberg. June 22, 1999. Hentet på www.medscape.com
Kozumbo et al., 1982: Assessment of the Mutagenicity of Phthalate Esters. Walter J. Kozumbo,
Rosanna Kroll and Robert J. Rubin. Environmental Health Perspectives. Vol 45, pp. 103-109, 1982
Lassen, 2000. Telefoninterview men Rasmus Brandt Lassen, kemikaliekontoret, Miljøstyrelsen, 24/3,
2000.
Leyder & Boulanger, 1983: Ultraviolet Absorption, Aqueous Solubility, and Octanol-Water Partition
for Several Phthalates. Leyder F. and Boulanger P. Bull. Environm. Contam. Toxicol. 30, s. 152-
157.
Meek & Chan, 1994: Bis(2-ethylhexyl)phthalate: Evaluation of Risks to Health from Environmental
Exposure in Canada. M.E. Meek and P.K.L. Chan. Environ. Carcino. & Ecotox. Revs., C12(2), 179-
194, 1994
69

Farlighed og DEHP Litteraturliste
MEM, 1997: Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. Miljø- og Energiministeriets bekendtgørelse
nr. 829 af 6 november 1997.
MEM, 1999a: Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. Miljø- og Energiministeriets bekendtgørelse
nr. 510 af 18 juni 1999.
MEM, 1999b: Strategi for en styrket indsats på kemikalieområdet, i Danmark, i EU og globalt. Miljø- og
Energiministeriet 1999.
Mikkelsen, 1995: Methods for Development Work and Research, a guide for Practitioners. Britha
Mikkelsen, Sage Publications Ltd, New Delhi 110 048, India, 1995.
MM, 1979: Kemikalieloven. Lov nr. 212 af 23 maj, 1979.
MM, 1987: Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. Miljøstyrelsens bekendtgørelse nr. 601 af 18
september 1987.
MM, 1988: Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 197 af 6
april 1988.
MM, 1991: Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 589 af 8
august 1991.
MM, 1993: Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer, Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 830 af 15
oktober 1993.
Moe, 1997: Miljøret – Miljøbeskyttelse. Mogens Moe. GadJura, København. 1997
MST, 1996a: Status og perspektiver for kemikalieområdet. Oplæg fra Miljøstyrelsen, 1996.
http://www.mst.dk/199809publikat/87-7909-057-5/
MST, 1996b: Kriterier for udvælgelsen af uønskede stoffer. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen. Nr. 71,
1996. 60 sider fra Miljø- og Energiministeriet.
MST, 1997a: Miljø og Energiministerens redegørelse for fremtidige initiativer på kemikalieområdet.
www.mst.dk/fagomr/14030200.htm
MST, 1997b: Effektlisten. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen. Nr 1 1997. Miljø- og Energiministeriet.
MST, 1998a: Listen over uønskede stoffer, Orientering nr. 1, Miljøstyrelsen 1998
MST, 1998b: Cadmium og DEHP i kompost og bioafgasset materiale. Miljøprojekt nr. 385 fra Miljøstyrelsen,
1998.
MST, 1998c: Forsigtighedsprincippet, Udskrift og resumé fra Miljøstyrelsens konference om forsigtighedsprincippet.
Miljønyt nr. 31 fra Miljøstyrelsen, 1998
MST, 1999: Handlingsplan for at reducere og afvikle anvendelsen af phthalater i blød plast. 60 sider fra
Miljø- og Energiministeriet, Juni 1999
70

Farlighed og DEHP Litteraturliste
MST, 2000: Mere om kemikalier, oplæg fra Miljøstyrelsen på dennes hjemmeside. Opdateret 14-03-
2000. www.mst.dk/fagomr/14010000.htm
Narotsky & Kavlock, 1995: A multidisciplinary approach to toxicological screening: ll. Developmental
toxicity. Michael G. Narotsky and Robert j. Kavlock. Journal of toxicology and environmental health.
Vol. 45, p 145-171, 1995
Nielsen, 1998: Produktion af viden – en praktisk metodebog, 2 udgave. Peter Nielsen, Teknisk forlag
A/S, 1998.
Nilsson et al., 1991: On the mechanism of the hepatocarcinogenicity of peroxisome proliferators. Nilsson,
R., Beije, B., Préat, V., Erixon, K, and Ramel, C.. Chem.-Biol. Interaction, 78, 235-250. (1991)
OECD, 1979: OECD Chemicals Group, Chemicals Test Programme (1979-1980), Laboratory
Intercomparison Testin part II, Umweltbundesamt, Berlin.
Olsen, 2000: Telefoninterview med Lona Olsen fra Miljøstyrelsens kemikaliekontor, hvor hun arbejder
specifikt med kemikalievurderingen. 0304-2000
Othmer, 1996: Encyclopedia of Chemical Technology. Kirk Othmer, Vol 18, 4 th edition, pp. 991-1043.
1996
Parmar et al., 1995: Testicular Toxicity of Di(2-ethylhexyl)phthalate in Developing Rats. Devendra
Parmar, Satya P Srivastava, Giriraj B Singh and Prahlad K Seth. Vet Human Toxicol 37, (4) August
1995.
Pechenik, 2000. Biology of the Invertebrates. 4 th edition. Jan A. Pechenik. McGraw-Hill Higher
Education, Boston, USA
Pedersen & Larsen., 1996: Review of Environmental Fate and Effects of di(2.ethylhexyl)phthalate.
Finn Pedersen & Jørgen Larsen. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, Nr. 54, 1996
Petersen, 1981: Feltbiologi i undervisningen, Didatik, metodik. Ivar Cornelius Petersen. Nucleus Foreningen
af Danske Biologers forlag ApS, 1981. Multiprint, København.
Petersen, 2000: Telefoninterviem med Pia Petersen fra Biocidkontoret I Miljøstyrelsen. 27 april, 2000.
Phillips et al., 1982: Genotoxicity studies of di(2-ethylhexyl)phthalate and its metabolitites in CHO
cells. B.J. Phillips, T.E.B. James,and S.D. Gangolli. Mutation Research, 102 (1982), 297-304
Phillips et al., 1986: Studies on the genetic Effects of Phthalic Acid Esters on Cells in Culture. Barry J.
Phillips, Diana Anderson and Sharat D. Gangolli. Environmental Health Perspectives, Vol 65, pp. 263-
266, 1986
Plastindustrien, 1996: Redegørelse om Phthalater i blød PVC. Plastindustrien i Danmark, April 1996.
Politiken, 1990: Politikens nudansk ordbog, 14 udgave, 1 oplag, politikens forlag A/S, københavn, 1990.
Probst & Hill, 1985: Tests for the induction of DNA-repair synthesis in primary cultures of adult rat
hepatocytes. Probst, G.S. and Hill, L.E. In: Ashby, J. and de Serres, F.J. (eds.): Progr. Mutat. Res. 5,
71

Farlighed og DEHP Litteraturliste
381-386 (1985), Elsevier Science Publ. 1985
Rank, 1997: Genetisk Toksikologi, en introduktion med øvelsesvejledning i Ames og Allium test. Jette
Rank, Roskilde Universitets Center, 1997.
Rao et al., 1990: Quantitative analysis of hepatocellular lesions induced by di-(2-ethylhexyl) phthalate
in F-344 rats. Rao, M.S., Yeldandi, A.V., and Subbarao, V. Journal of Toxicology and Environmental
Health 30, 85-89. 1990
Rock, et al., 1978: The accumulation of mono-2-ethylhexylphthalate (MEHP) during storage of whole
blood and plasma. Rock, G., Secours, N. E., Franklin, C. A., Chu, I. and Villeneuve, D. C. Transfusion
18:553-558. (1978)
Rogers, 1996: Sources, behaviour and fate of organic contaminants during sewage treatment and in
sewage sludges. Howard R. Rogers. The Science of Total Environment 185 (1996) 3-26
Roslev et al., 1998: Degradation of Phthalate and Di(2-ethylhexyl)phthalate by Indigenous and Inoculated
Micro organisms in Sludge-Amended Soil. Peter Roslev, Peter L. Madsen, Jesper B. Thyme and
Kaj Henriksen. Applied and Environmental Microbiology. Dec. 1998, p. 4711-4719
Rydberg & Johanson, 1978: Estimation of DNA strand breaks in single mammalian cells. In Hanawalt
PC, Friedberg EC, Fox CF (eds): DNA repair mechanisms. Rydberg B & Johanson KJ. New York:
Academic press, pp 465-468.
Šalagoviè et al., 1996: The Comet Assay for the Detection of Genotoxic Damage in the Earthworms:
a Promising Tool for Assessing the Biological Hazards of Polluted sites. J. Šalagoviè, J Gilles, L. Verschaeve,
I Kalina. Folia Biologica (Praha) 42, 17-21 (1996)
Sharman et al., 1994: Levels of di-(2-ethylhexyl)phthalate and total phthalate esters in milk, cream,
butter and cheese. Matthew Sharman, Wendy A. Read, Laurence Castle and John Gilbert. Food Addictives
and Contaminants, 1994, vol 11, no. 3, 375-385
Singh et al., 1974: Mutagic and Antifertility Sensitivities of Mice to Di-2-ethylhexyl Phthalate (DEHP)
and Dimethoxyethyl Phthalate (DMEP). A.R.
Singh, W.H. Lawrence and J. Autian. Toxicology and Applied Pharmacology 29, 35-46 (1974)
Singh et al., 1988: A Simple Technique for Quantitation of Low Levels of DNA Damage in Individual
Cells. Narendra P. Singh, Michael T. Mc Coy, Raymond R. Tice and Edward L. Schneider. Experimental
Cell Research 175 (1988) 184-191
Staples et al., 1997: Aquatic Toxicity of eighteen Phthalate Esters. Charles A. Staples, William J. Adams,
Thomas F. Pakerton, Joseph W. Gorsuch, Gregory R. Biddinger and Kevin H. Reinert. Environmental
Toxicology and Chemestry, Vol. 16, No. 5, pp. 875-891, 1997
Tamura et al., 1990a: Long-term effects of peroxisome proliferators on the balance between hydrogen
peroxide-generating and scavenging capacities in the liver of Fischer-344 rats. Tamura, H., Iida, T.,
Watanabe, T., and Suga, S. Toxicology 63, 199-213. (1990)
Tamura et al., 1990b: Long-term effects of hypolipidemic peroxisome proliferator administration on
hepatic hydrogen peroxide metabolism in rats. Tamura, H., Iida, T., Watanabe, T., and Suga, S. Car-
72

Farlighed og DEHP Litteraturliste
cinogenesis 11, 445-450. (1990).
Tanford, 1980: The Hydrophobic Effect: Formation of Micelles and Biological Membranes. Charles
Tanford. John Wiley and Sons, inc. New York, USA
Thomsen & Carlsen, 1998: Phthalater i miljøet – Opløs elighed, Sorption og Transport. Marianne Thomsen
og Lars Carlsen. Faglig rapport fra DMU, nr. 249, 1998
Tomita et al., 1982: Mutagenic/Carcinogenic Potential of DEHP and MEHP. I. Tomita, Y. Nakamura,
N. Aoki and N. Inui. Environmental Health Perspectives, Vol. 45, pp. 119-125, 1982
Toppari et al., 1995: Male Reproductive Health and Environmental Chemicals with Estrogenic Effects.
Jorma Toppari, John Chr. Larsen, Peter Christiansen, Aleksander Giwercman, Phillippe Grandjean,
Loyis J. Guillette, Jr. , Bernard Jégou, Tina K. Jensen, Pierre Jouannet, Niels Keiding, Henrik Leffers,
John Al. McLachlan, Otto Meyer, Jørn Müller, Ewa Rajpert-De Mayts, Thomas Scheike, Richard
Sharpe, John Sumpter and Niels E. Skakkebæk. Miljøprojekt nr. 290, Miljø- og Energiministeriet, 1995
Tsutsui et al., 1993: Ability of Peroxisome Proliferators to induce Cell Transformation, Chromosome
Aberrations and Peroxisome Proliferation in cultured Syrian hamster Embryo Cells. Carcinogenesis,
Vol. 14, No. 4, pp. 611-618, 1993
Verschaeve & Gilles, 1995: Single Cell Gel Electrophoresis Assay in the Earthworm for the Detection
of Genotoxic Compounds in Soils. Bull. Environ. Contam. Toxicol (1995) 54:112-119.
Vikelsøe et al., 1998: Sources of phthalates and Nonylphenols in municipal waste water. A study in
local environment. NERI technical report nr. 225. DMU, 1998.
Vikelsøe et al., 1999: Phthalates and Nonylphenols in soil. A field study of Different Soil Profiles.
Jørgen Vikelsøe, Marianne Thomsen, Elsebeth Johansen and Lars Carlsen. NERI technical report nr.
268. Miljø – og Energiministeriet, DMU, april 1999
Wams, 1987: Diethylhexylphthalate as an environmental contaminant – a review. T.J. Wams. The
Science of the Total Environment. 66:1-16 (1987)
Wallin et al., 1999: Kræft og kræftfremkaldende stoffer. Håkan Wallin, Lisbeth E. Knudsen, Ulla Vogel
& Peter Møller. Kapitel 2 i Toksikologi i arbejdsmiljøet, bind 2. Redigeret af Uffe Midtgård, Leif Simonsen
og Lisbeth E. Knudsen.Basisbog fra Arbejdsmiljøinstituttet i København.
WHO, 1992: Diethylhexyl Phthalate. Environmental Health Criteria 131. International Programme on
Chemical Safety. WHO, Geneve, 1992
Williams et al., 1985: Tests with the rat hepatocyte primary culture/DNA-repair test. Williams, G.M.,
Tong, C., and Brat, S.V. In: Ashby, J. and de Serres, F.J. (eds.): Progr. Mutat. Res. 5, 341-345, Elsevier
Science Publ. 1985
Yoshikawa et al., 1983: Mutagenicity study of nine monoalkyl phthalates and a dialkyl phthalate using
Salmonella typhimurium and Escherichia coli. Yoshikawa, K., Tanaka, A., Yamaha, T., and
Kurata, H. Fd. Chem. Toxicol. 21, 221-223.
73

Farlighed og DEHP Litteraturliste
Ziogou et al., 1989: Behavior og Phthalatic Acid Esters during batch anaerobic Digestion of Sludge. K.
Ziogou, P.W. Kirk and J.N. Lester. Water Research, Vol. 23, No. 6, pp. 743-748, 1989.
74

Farlighed og DEHP Bilag
9 Bilag
9.1 Bilag 1: Reagenser og apparatur
1 L Regnorme ringer:
4,140g NaCl
0,3549g KCl
0,4179g CaCl2
0,2706g MgSO4, 7 H2O
0,0544g KH2PO4
0,0426g Na2HPO4, 7 H2O
0,3527g Na3HCO3
+ millipore vand op til 1 liter. VIGTIGT: Alle saltene skal opslemmes i vandet én efter én…
1 % HMP agarose:
0,1g HMP agarose blandes med 10 ml PSB i en 50 ml ”blue cap” flaske og opvarmes i 45 sekunder
med løst låg i mikrobølgeovn. Før opvarmningen vejes opløsningen således at den afdampede mæn gde
vand kan tilsættes efter opvarmning. Herefter kan den holdes varm i 55 °C Vandbad..
0,8 % HMP agarose:
Som ovenstående, bortset fra at der kun tilføres 0,08g HMP agarose
0,65 % LMP agarose:
0,065g LMP agarose blandes med 10 ml PSB i en 50 ml ”blue cap” flaske og opvarmes i 45 sekunder
med løst låg i mikrobølgeovn. Før opvarmningen vejes opløsningen således at den afdampede mæn gde
vand kan tilsættes efter opvarmning. Herefter kan den holdes varm i 37 °C Vandbad..
Lyseringsopløsning:
146,4g 2,5 M NaCl
37,2g 0,1 M EDTA (Mw 372 g/mol) eller 29,2g (Mw 292 g/mol)
1,58g 10 mM Tris (Mw 157 g/mol) eller 1,21g (Mw 121 g/mol)
Opløses i ca. 975 ml millipore vand i en 1-liter målekolbe. pH indstilles til 10 med NaOH perler eller
mættet NaOH opløsning.
Opvarmning er nødvendig for at få EDTA opløst
Afkøles og fyldes op med millipore vand til 1-liter mærket.
Lyserings- arbejds opløsning:
1,5 ml Triton X-100 blandes med 150 ml lyseringsopløsning i en 250 ml Erlenmeyer kolbe med magnet
på isbad. Omrøres på lav hastighed for at undgå skum..
10 M NaOH opløsning:
75

Farlighed og DEHP Bilag
400 g NaOH perler opløses i 1000 ml millipore vand og opbevares ved stuetemperatur
0,2 M EDTA opløsning:
58,44 g EDTA (mw 292 g/mol) opløses i 1000 ml millipore vand og opbevares ved stuetemperatur
Neutraliseringsopløsning: (0,4 M Trisopløsning)
48,4 g Trizma base (Mw 121 g/mol) blandes med 1000 ml Millipore vand, hvorefter pH indstilles til pH
7,5 med ca. 25 ml koncentreret HCl. Opbevares i køleskab ved 4 °C
CMFS opløsning:
4,776g 20,0 mM HEPES (Mw 238,3 g/mol)
29,22g 200 mM NaCl, (Mw 58,44 g/mol)
0,932g 12,5 mM KCL (Mw 74,56 g/mol)
1,461g 5,0 mM EDTA (Mw 292,24 g/mol)
Blandes i en 1L målekolbe og fyldes op med millipore vand. Opløses med magnetomrører og varme.
Autoklaveres ved 125 °C i 15 minutter.
Elektroforese arbejds opløsning:
I en 2 liters konisk kolbe på is tilsættes:
45 ml 10 M NaOH Stamopløsning (konc. 0,3 M NaOH)
7,5 ml 0,2 M EDTA stamopløsning (konc. 1 mM EDTA)
1447,5 ml 4°C, millipore vand
Hvorefter der omrøres med magnetomrører i 30 minutter…..
Ethidiumbromid stamopløsning:
10 mg Ethidiumbromid blandes med 50 ml millipore vand
Ethidiumbromid brugsopløsning:
0,1 ml Ethidiumbromid stamopløsning blandes godt i et Eppendorfrør med 0,9 ml millipore vand
20 x Phosphate buffer (PBS), pH 6,5 (steril)
160,0 g NaCl (mw 58,44)
4,0 g KCl (mw 74,56)
28,8 g Na2HPO4, 2 H2O (mw 177,99)
4,8 g KH2PO4 (mw 136,1)
Opløses i 1000ml millipore vand, pH justeres til pH 6,5 og opløsningen autoklaveres
1 x PBS (brugsopløsning)
76

Farlighed og DEHP Bilag
50 ml (20 x PBS) blandes med 950ml millipore vand, og pH justeres til pH 7,4 med HCl.
Autoklaveres
77

Farlighed og DEHP Bilag
9.2 Bilag 2: Eyambes teknik
Eyambes udstødelses teknik
• Hver orm vaskes separat i 4°C koldt saltvand (0,85 g NaCl pr. 100 ml Destilleret afioniseret vand) mens ¼ af
ormen masseres blidt for at få så meget af fæces ud som muligt) og placeres i ”udstødelsesvæske” (95% saltvand
v/v, 5% ethanol v/v + 2,5 mg/ml EDTA og 10 mg/ml af ”the mycolytic agent” (guaiacol glycerol ether), justeret
til pH 7,3 med 1M NaOH.
• Ormene inkuberes i 2 minutter i 3ml ”udstødelsesvæske” ved stuetemperatur, hvorefter de fjernes og skylles i
saltvand.
• De afstødte celler i ”coelomocytvæsken” blandes hurtigt over i 4°C, 17 ml PBS Dulbecco (Ca ++ og Mg ++ fri)
(Gibco BRL, Merelbeke, Belgium). Hvorefter de centrifugeres ved 150 g i 10 minutter
• Centrifugatet vaskes med 4°C, 20 ml PBS Dulbecco (Ca ++ og Mg ++ fri) igen, og centrifugeres ved 150 g i 10 minutter.
(Eyambe et al., 1991).
78

Farlighed og DEHP Bilag
9.3 Bilag 3: Forsøgsresultater
Dette bilag viser forsøgsresultaterne fra de tre forsøg. Først vises en kompakt figur, der viser gennemsnittet
af de 50 målinger for samtlige forsøg, både angivet i Tail Moment, og Tail DNA. Hvorefter skemaerne
med alle data er indsat.
Forsøgsresultater, hvor gennemsnittet af 50 målinger for alle tre forsøg vises:
Forsøg 1 Forsøg 2 Forsøg 3
Tail DNA Tail E. Moment Tail DNA Tail E. Moment Tail DNA Tail E. Moment
Neg A 11,18 1,7 21,03 3,14 20,94 8,93
Neg B 35,88 14,3 22,09 1,96 35,77 10,96
0,5 mg A - - for få celler for få celler - -
0,5 mg B - - 17,48 3,25 - -
1 mg A 70,94 31,4 15,21 2,69 37,76 17,05
1 mg B 11,07 2,1 18,16 2,78 for få celler for få celler
5 mg A - - 16,67 3,2 22,81 7,97
5 mg B - - 27,63 5,16 for få celler for få celler
10 mg A stukket af stukket af 23,63 5,68 40,79 21,41
10 mg B stukket af stukket af 29 7,87 19,98 5,78
50 mg A - - 50,58 11,66 død død
50 mg B - - 34,4 13,5 26,08 11,14
100 mg A 56,17 23,7 55,22 15,66 - -
100 mg B 64,27 27 40,47 10,22 - -
1000 mg A 17,85 5,1 - - - -
1000 mg B 38,6 16,6 - - - -
50 % Parcel. A - - - - 24,67 10,21
50 % Parcel. B - - - - død død
100 % Parcel. A - - - - 25,27 11,5
100 % Parcel. B - - - - 41,61 23,61
Pos. 50 mg/kg BAP. A - - - - for få celler for få celler
Pos. 50 mg/kg BAP. B - - - - 31,54 13,27
Pos. 100 mg/kg BAP. A - - for få celler for få celler - -
Pos. 100 mg/kg BAP. B - - 48,86 14,8 - -
Pos. 300 mg/kg BAP. A død død - - - -
Pos. 300 mg/kg BAP. B død død - - - -
79

Farlighed og DEHP Bilag
Tail Extent Moment, Forsøg 1
Aflæsning Neg A Neg B 1 mg A 1 mg B 10 mg A 10 mg B 100 mg A 100 mg B 1000 mg A 1000 mg B Pos A Pos B
1 2,54379 4,39651 5,81394 0,530056 - - 14,8793 24,7819 0,264219 15,609 - -
2 2,40785 9,41939 15,5005 1,49678 - - 9,12885 20,8571 0,186267 4,2101 - -
3 1,58636 8,62608 6,26742 0,326915 - - 12,8055 29,3654 1,05337 14,9875 - -
4 0,202974 10,9148 18,0584 0,697275 - - 30,1859 27,3836 0,355313 2,74742 - -
5 1,02133 14,8264 23,7547 18,2944 - - 20,3465 38,5489 1,42737 19,1355 - -
6 0,0503632 23,1198 24,5834 6,06394 - - 27,3001 31,3159 1,80901 14,9101 - -
7 0,173418 22,4628 13,1668 2,76984 - - 25,7277 26,8668 0,125755 27,3247 - -
8 0,907265 33,5626 19,107 0,302993 - - 21,0859 23,8334 2,82231 12,2955 - -
9 0,779885 27,2644 40,7755 5,27774 - - 26,1798 38,2961 0,237694 18,3485 - -
10 0,576447 23,6579 26,2235 1,48684 - - 32,4552 13,6503 1,86249 31,2751 - -
11 0,270152 3,6311 31,9244 2,08712 - - 26,9774 21,8485 0,135982 19,2769 - -
12 16,2344 10,0298 21,9995 1,37492 - - 46,012 42,3882 0,0076691 24,079 - -
13 1,54689 28,7612 24,7545 0,775502 - - 35,1741 35,1972 1,85262 21,3004 - -
14 0,1943 5,89996 22,2666 4,11381 - - 22,086 7,20115 0,053436 31,4838 - -
15 3,30893 8,22692 34,9146 0,547526 - - 37,7116 9,31796 0,0571401 46,757 - -
16 4,12253 29,989 41,6665 2,75201 - - 23,2537 17,4087 0,49587 20,9739 - -
17 0,528724 7,69023 41,5052 0,126041 - - 14,0456 19,3409 0,0183857 30,051 - -
18 0,527025 13,6238 57,3083 7,80343 - - 14,8329 36,9227 0,2251 19,1403 - -
19 0,988167 11,1029 51,8534 1,60139 - - 30,2993 26,8816 4,07492 9,82619 - -
20 0,591978 33,9259 39,1246 10,5232 - - 19,594 22,957 4,64688 4,24932 - -
21 1,27764 9,50761 41,8648 2,47542 - - 7,35209 25,1156 1,94581 13,1014 - -
22 0,0349014 16,39 52,0776 0,16086 - - 16,1598 11,289 9,42406 28,656 - -
23 0,0376412 13,7594 34,7558 0,358808 - - 39,6901 36,7851 0,788325 15,4186 - -
24 0,125283 1,68928 56,2621 0,308401 - - 51,9898 28,5713 6,83658 21,4876 - -
25 2,24786 10,2294 49,7524 1,99606 - - 6,97697 48,7541 1,012 21,3489 - -
26 0,0963638 7,37381 36,8715 0,233691 - - 41,8668 7,36076 1,15112 2,48718 - -
27 3,16218 13,0242 21,7624 0 - - 39,7522 16,1711 2,32057 1,32552 - -
28 1,22434 7,29358 22,4727 0,437219 - - 22,1059 27,6292 2,9683 1,47383 - -
29 6,35987 33,7873 21,3221 1,11394 - - 38,7184 40,3785 21,3318 30,7214 - -
30 2,03048 10,5056 14,7691 2,52185 - - 39,6394 13,8118 12,2939 17,3506 - -
31 6,10368 23,6938 46,9841 0,536549 - - 14,4665 2,7053 11,0853 15,6427 - -
32 0,845987 12,699 53,9961 0,384488 - - 28,1355 39,0179 10,7923 39,2801 - -
33 2,0845 17,4201 40,3169 0,673893 - - 11,0476 20,446 8,40067 9,64389 - -
34 5,15734 14,3981 51,6693 7,8162 - - 22,7128 37,2271 15,2829 1,87082 - -
35 0,0165534 7,48324 21,3033 0,46165 - - 30,5334 35,3251 3,64434 4,59202 - -
36 0,0165837 6,77925 32,7585 1,68667 - - 21,6635 32,2031 0,83061 11,2975 - -
37 1,31437 7,01115 32,2665 0,0915917 - - 7,53049 45,305 1,35386 17,3827 - -
38 0,608409 24,1441 13,5178 2,72043 - - 22,2991 49,553 1,2083 11,3878 - -
39 2,16382 14,2791 18,2735 0,411604 - - 7,15389 28,0623 5,6178 0,0596921 - -
40 0,00425674 16,0608 32,5638 0,477232 - - 25,8674 4,46413 14,2628 2,14298 - -
41 0,0286229 2,70276 - 6,55456 - - 13,6805 39,0407 5,71333 2,43559 - -
42 0,566984 12,6457 - 0,0859154 - - 8,08425 21,9542 12,6796 5,70759 - -
43 1,05451 4,99421 - 0,14248 - - 33,8629 9,34912 7,82271 23,5238 - -
44 0,0986762 23,8116 - 0,0536835 - - 38,3129 26,8782 36,6087 18,4137 - -
45 6,05918 7,62945 - 1,36898 - - 33,184 18,9376 2,10239 53,468 - -
46 2,22646 7,80522 - 0 - - 16,3981 36,9739 4,34062 38,5358 - -
47 0,371376 7,55763 - 0,318668 - - 2,90801 28,7642 17,3109 3,85003 - -
48 0,0812097 9,95995 - 1,39965 - - 3,62487 34,9462 7,54631 2,98354 - -
49 0,951678 21,1906 - 0,332321 - - 34,7755 27,972 1,895 11,4317 - -
50 2,58121 18,6849 - 0,459836 - - 14,6294 42,6909 5,52027 15,3208 - -
MEAN 1,7499 14,3129 31,4032 2,09069 - - 23,7041 27,0409 5,11606 16,6065 - -
ST.DEV. 2,67166 8,63786 14,2607 3,31358 - - 12,0148 11,7683 6,87881 12,3293 - -
ST.ERR 0,381666 1,23398 2,37678 0,473369 - - 1,71639 1,68118 0,982688 1,76133 - -
MAX 16,2344 33,9259 57,3083 18,2944 - - 51,9898 49,553 36,6087 53,468 - -
MIN 0,00425674 1,68928 5,81394 0 - - 2,90801 2,7053 0,0076691 0,0596921 - -
DISPN 4,07898 5,21299 6,476 5,25178 - - 6,08985 5,12159 9,24894 9,15379 - -
Tail DNA, Forsøg 1
Aflæsning Neg A Neg B 1 mg A 1 mg B 10 mg A 10 mg B 100 mg A 100 mg B 1000 mg A 1000 mg B Pos A Pos B
1 15,7801 27,2733 31,2927 2,85295 - - 52,3637 70,3114 3,33463 42,6335 - -
2 17,2799 38,7359 71,8123 21,9129 - - 25,3118 63,0884 2,00511 14,4009 - -
3 20,736 40,4762 20,2998 2,71934 - - 47,8248 76,225 25,7021 47,288 - -
4 5,30632 26,9921 66,0938 6,38006 - - 66,5545 68,6466 8,12778 11,4268 - -
5 10,1028 37,6837 72,4517 39,6198 - - 66,4893 78,8207 15,3652 66,0717 - -
6 2,0481 54,9472 61,6268 24,1239 - - 66,1711 76,9237 9,88208 52,9817 - -
7 4,53363 42,8197 53,5449 19,1276 - - 75,9382 72,3032 2,0921 62,1169 - -
8 7,21867 60,8115 54,2106 1,56191 - - 62,2373 62,7555 18,4458 25,2818 - -
9 19,0292 46,4129 75,3729 26,1034 - - 73,1436 71,5121 2,41655 39,5032 - -
10 13,1862 65,5969 82,7398 6,55645 - - 66,7336 49,9602 13,1091 53,7403 - -
11 4,49434 13,2898 64,5544 23,8714 - - 84,3907 58,7982 2,48847 47,9956 - -
12 36,2305 23,5315 62,9048 7,62457 - - 75,1803 87,6502 0,467815 48,4225 - -
13 15,7267 56,2919 65,6532 10,9167 - - 85,8249 73,1943 14,7404 41,2484 - -
14 5,07957 23,2192 72,1202 15,0565 - - 57,7391 31,7544 1,6298 56,2101 - -
15 23,2898 31,0418 72,6065 2,08744 - - 78,4231 55,006 1,90121 75,7215 - -
16 31,4343 55,9999 79,4268 20,1447 - - 59,1032 67,7829 12,0992 46,2436 - -
17 4,03152 23,4552 86,312 3,54853 - - 51,4069 64,3526 0,747685 48,4523 - -
18 2,57188 31,7598 90,0208 26,2024 - - 46,0073 75,0762 8,23865 48,6482 - -
19 12,4714 28,8204 89,9448 18,3159 - - 73,4408 71,815 16,2111 39,9598 - -
20 7,22213 64,3361 75,3663 29,8566 - - 67,6549 57,9466 12,7877 16,7231 - -
21 10,1655 27,1858 83,7295 11,325 - - 33,2206 62,5327 7,26702 38,6702 - -
22 1,41932 44,1083 90,3337 4,52884 - - 38,158 43,0393 24,2902 60,9774 - -
23 0,918444 53,0099 76,6302 9,38025 - - 73,739 69,0427 4,50823 50,3857 - -
24 2,69727 20,6092 91,1147 6,63969 - - 91,0444 75,231 20,0175 41,6109 - -
25 22,2356 27,9401 77,4867 12,176 - - 22,598 88,3366 16,8361 59,1947 - -
26 1,53344 20,6016 80,3273 1,50054 - - 70,2902 30,6141 12,767 10,9676 - -
27 10,5214 42,1847 60,8019 0 - - 72,7466 64,3327 25,7372 12,1285 - -
28 11,7923 20,0711 63,7598 3,07735 - - 62,7191 60,5526 11,0857 5,3942 - -
29 23,2771 60,3228 65,579 2,64742 - - 66,5302 67,7914 45,3921 54,0579 - -
30 12,3859 25,1309 41,2634 27,147 - - 64,48 54,3562 29,7985 25,3 - -
31 35,4595 46,6232 84,295 10,9098 - - 35,0645 10,4225 27,0482 29,3602 - -
32 9,38277 30,9855 92,782 5,21195 - - 56,2709 79,3364 42,4728 68,1352 - -
33 9,41883 35,8189 88,3592 2,97162 - - 29,9512 66,2234 34,9392 28,2373 - -
34 18,5058 47,0511 86,7476 17,1301 - - 82,3059 78,7579 56,5004 12,4495 - -
35 0,550778 35,1137 57,7555 3,84009 - - 65,3523 76,503 19,3309 12,4495 - -
36 0,433546 21,5757 74,01 11,0236 - - 46,098 83,0023 2,89527 25,2127 - -
37 7,51653 29,8382 83,1659 2,09516 - - 26,5015 81,2824 3,81163 36,9887 - -
38 9,27823 41,8803 58,2062 16,8759 - - 39,6188 81,3291 13,8199 29,7708 - -
39 10,7022 28,7151 66,8808 4,3042 - - 28,4601 71,3249 18,692 10,9237 - -
40 0,259661 31,4345 66,2131 8,73335 - - 61,477 28,1702 37,5552 6,32523 - -
41 2,09519 9,15934 - 26,6552 - - 24,5445 80,7282 27,5142 23,4585 - -
42 4,71627 32,1411 - 0,827501 - - 30,8212 64,2818 30,7333 16,0691 - -
43 11,6955 17,9204 - 2,74462 - - 81,0055 28,2791 26,2671 66,742 - -
44 1,06222 50,3761 - 1,15577 - - 68,7378 75,6726 63,2017 39,6436 - -
45 29,1797 18,2508 - 16,7016 - - 63,9229 41,0129 8,9474 77,0445 - -
46 28,0995 24,4163 - 0,712563 - - 42,2656 60,1442 18,9127 67,4837 - -
47 5,90972 28,2254 - 8,97174 - - 14,7824 61,9275 39,3528 34,3686 - -
48 2,12305 33,4435 - 16,0085 - - 17,6894 60,6176 22,6389 10,3017 - -
49 6,33298 49,7165 - 4,05432 - - 82,1151 66,0501 6,66893 34,0164 - -
50 11,3822 46,5216 - 5,80345 - - 33,8885 68,5301 21,7249 57,2183 - -
MEAN 11,1765 35,8773 70,9449 11,0747 - - 56,1668 64,267 17,8504 38,5991 - -
ST.DEV. 9,52573 13,9722 16,091 9,58129 - - 20,4342 16,551 14,6235 19,9688 - -
ST.ERR 1,36082 1,99603 2,68183 1,36876 - - 2,91917 2,36443 2,08907 2,85269 - -
MAX 36,2305 65,5969 92,782 39,6198 - - 91,0444 88,3366 63,2017 77,0445 - -
MIN 0,259661 9,15934 20,2998 0 - - 14,7824 10,4225 0,467815 5,3942 - -
DISPN 8,1188 5,44141 3,64959 8,28925 - - 7,43423 4,26245 11,9799 10,3306 - -
80

Farlighed og DEHP Bilag
Tail Extent Moment, Forsøg 2
Aflæsning Neg A Neg B 0,5 mg A 0,5 mg B 1 mg A 1 mg B 5 mg A 5 mg B 10 mg A 10 mg B 50 mg A 50 mg B 100 mg A 100 mg B
1 0,0759565 0,707951 - 0,661951 2,59002 2,56696 0,143248 0,92091 0,133132 9,31947 12,5707 7,31609 23,4016 15,1572
2 0,383769 1,97402 - 0,0819899 0,862849 4,49641 0,570171 4,57479 0,420913 15,9394 18,2207 21,0717 25,024 0,326768
3 1,24482 4,15167 - 8,15381 0,0534577 0,512339 1,18493 4,4741 0,0493387 12,7869 11,4364 3,32405 25,3898 2,50805
4 0,382881 0,143298 - 13,6712 0,085981 0,502444 0,497947 5,46478 1,84388 7,34248 11,8906 3,94393 25,2716 19,4765
5 0,680865 0,0239361 - 2,24073 0,184237 2,61475 0,107573 5,12347 1,13305 14,8864 12,7915 10,2548 21,1326 7,6264
6 0,127815 0,891991 - 0 1,60074 0,196427 0,967612 14,5523 12,662 2,78067 13,61 27,9278 11,4962 9,15457
7 0,781499 2,01089 - 14,3878 1,11676 11,1903 0,146906 1,27878 2,58452 18,6152 11,1097 30,239 25,6341 15,5625
8 0,403031 0,491161 - 0,159642 0,278065 0,914258 0,467956 2,79586 3,3466 4,27383 15,4615 16,7353 8,46263 14,712
9 18,6145 1,12217 - 0,52518 0,422027 2,03382 0,169139 7,24218 2,03655 4,43081 8,17606 2,58996 25,784 15,6027
10 12,7066 0,879896 - 2,5206 0,639629 3,42804 2,31421 5,43267 0,383004 5,7803 15,5352 6,67206 31,7913 8,83546
11 0,592168 2,77119 - 15,022 1,82742 6,02145 0,145903 7,01763 0,898986 0,915825 12,9681 14,513 1,3214 11,8655
12 0,0702068 5,37025 - 2,18501 3,19289 0,100366 6,78599 0,749784 7,18009 1,22383 7,58769 0,613191 28,6209 3,71145
13 0,111216 0,0401507 - 4,42165 5,27963 0,452525 2,333 8,20353 0,288007 0,490695 5,01112 10,7444 31,6234 12,5573
14 0,326866 2,19568 - 4,53713 9,93856 0,0335899 8,5191 14,2607 3,4181 27,3548 0,540567 9,1157 19,3455 3,88254
15 0,417313 11,2665 - 3,78181 1,19868 0,47677 4,62492 7,19697 3,30501 20,3314 4,07853 10,9497 28,7934 8,54433
16 0,0118917 1,39575 - 0,697623 1,89171 0,424606 16,4441 8,31194 0,501094 24,3398 10,9967 11,4096 12,4706 11,3746
17 0,223406 3,1217 - 0,0235991 0,128996 0,571804 2,15077 19,0056 0,739078 25,5722 17,1903 1,42832 31,3212 6,0767
18 0,490659 3,12346 - 0,358194 1,58342 3,85209 2,02159 1,01376 1,04141 5,35617 6,25991 7,71161 13,7245 4,38493
19 0,196619 0,0824205 - 11,3986 0,52482 2,89045 24,0255 16,8112 5,0686 1,9468 31,4101 6,60177 1,35149 5,25849
20 0,134339 2,22891 - 3,59418 0,284333 0,0267131 5,29452 14,9235 0,98403 25,9107 12,9582 0,961477 28,7843 0,298347
21 1,44511 0,0905179 - 0,541396 2,60981 5,32978 1,05808 5,37629 0,0653026 6,84781 7,12002 34,7709 30,0572 1,83239
22 0,942136 0,0221084 - 15,6966 2,40082 0,816447 2,04309 6,99972 0,182748 11,282 11,6368 7,60955 30,1631 0,350129
23 0,391291 0,257285 - 14,2529 0,268204 1,75644 4,74907 1,81398 0,0241974 8,09597 10,5571 0,771724 6,59099 0,126377
24 0,388422 0,0529277 - 4,22958 0,22237 0,138639 1,4673 1,20839 0,641739 7,66298 25,947 28,0606 25,4545 28,5333
25 0,574432 3,00579 - 6,67201 0,175618 1,86614 1,30937 0,127863 0,787443 5,41301 12,7449 25,1255 27,0802 16,0728
26 0,467845 0 - 5,99383 0,263793 30,7842 0,572283 2,85052 1,74103 0,619652 4,9878 16,3176 23,8279 3,34428
27 0,407439 0,0686734 - 0,111015 0,411207 1,17863 7,51144 3,35025 0,134406 11,106 4,72557 27,4241 0 13,7324
28 0,514714 0,891826 - 0,905916 6,83358 0,958357 0,0720216 0,0762307 3,99198 7,03534 4,50811 6,15144 24,4791 22,2044
29 0,114464 1,83951 - 0,0910517 4,1092 2,02357 0,170302 4,12404 1,71321 13,7812 8,69154 19,804 2,25176 15,4119
30 0,349996 2,74933 - 0,150374 2,11397 3,40688 0,0657046 12,4454 1,01474 5,19591 9,23662 9,48414 24,6246 2,8754
31 1,7519 1,99876 - 0,0974814 6,85043 4,52037 0,0611781 0,355257 4,06616 4,74979 33,1227 13,3493 3,50761 23,8152
32 0,00385095 1,75265 - 0,0295152 3,1625 1,34251 0,387086 1,48913 12,7162 18,69 0,00754489 15,3652 16,7844 28,9277
33 22,7495 15,0595 - 0,220848 1,49338 0,360936 0,521353 13,8365 18,4651 10,3204 0,225528 9,23229 16,0872 12,631
34 18,507 1,7368 - 0,00268771 0,621001 7,47211 2,02095 0,345556 11,4019 4,0328 8,24441 2,12052 8,54552 4,24368
35 11,8192 1,87159 - 0,0439007 0,562688 4,36193 0,181795 0,79864 4,50347 1,47754 30,8945 12,2595 16,2635 19,6389
36 2,90556 1,16767 - 0,0849865 1,92767 0,236155 8,76535 0,353274 2,98655 3,16613 12,649 10,6254 8,82893 12,9248
37 7,84261 0,690983 - 1,37004 12,1027 0,130831 0,258781 3,57219 1,32567 1,8804 18,81 22,9048 4,90163 15,033
38 3,81981 0,265737 - 0,322448 0,900715 0,0901638 0,0504707 7,62714 0,0456998 12,6605 4,13636 39,2853 10,58 0,0742275
39 2,48955 0,288146 - 0,269267 10,1107 3,57259 3,6535 10,6381 30,7851 1,29737 22,49 20,5461 11,2093 14,5153
40 0,193695 0,282256 - 1,27931 1,75661 0,109768 1,03509 0,674159 11,6403 0,632292 20,1908 17,6965 14,2326 7,66821
41 0,447478 0,0680893 - 3,39995 1,95425 0,448814 0,0657176 0,0532539 2,76404 0,923359 9,77677 14,1773 4,39729 4,25851
42 0,00598375 0,196718 - 1,01629 4,6308 0,0106627 4,39492 0,891015 26,5009 5,88186 1,57741 32,3542 7,73483 16,7782
43 0,282786 0,5592 - 0,216805 10,8345 0,589856 0,361387 4,31545 3,81228 3,31903 2,86644 19,546 7,27017 14,7164
44 21,3679 0,170926 - 2,09386 8,11683 0,693799 0,220793 6,41743 9,48129 1,37689 2,76593 6,23528 10,5976 2,16397
45 9,89756 4,46017 - 0,880733 3,34056 3,28605 9,09438 2,03546 19,8845 0,826853 25,6878 8,22381 13,481 0,108318
46 7,85527 0,570074 - 0,3307 1,66738 3,40822 8,56897 0,342138 1,04738 0,272661 26,8567 16,3804 5,86721 9,32291
47 0,252352 5,3817 - 0,837591 1,6252 5,0296 0,00518397 0,21112 13,8131 4,65891 5,86021 16,0407 3,8304 3,1006
48 1,35989 4,31966 - 0,514689 3,22955 3,81794 0,690804 1,03933 10,0063 3,81341 6,37596 4,41026 1,78672 12,5594
49 0,0573166 1,27339 - 8,30762 3,12944 2,26533 18,7069 6,32649 30,5327 0,215366 6,61808 12,2096 0,660718 18,3971
50 0,0994082 2,79025 - 4,10158 3,15237 5,97066 3,82873 8,98914 9,95851 6,6356 3,86499 5,03012 1,10904 8,76467
MEAN 3,14562 1,9575 - 3,24975 2,68524 2,78567 3,21614 5,16076 5,68103 7,86937 11,6596 13,5527 15,659 10,2208
ST.DEV. 5,94834 2,75834 - 4,58546 3,03716 4,66001 5,04335 4,98634 7,82184 7,48288 8,35044 9,56995 10,3887 7,50877
ST.ERR 0,849762 0,394049 - 0,655066 0,43388 0,665715 0,720479 0,712335 1,11741 1,06898 1,19292 1,36714 1,4841 1,07268
MAX 22,7495 15,0595 - 15,6966 12,1027 30,7842 24,0255 19,0056 30,7851 27,3548 33,1227 39,2853 31,7913 28,9277
MIN 0,00385095 0 - 0 0,0534577 0,0106627 0,00518397 0,0532539 0,0241974 0,215366 0,00754489 0,613191 0 0,0742275
DISPN 11,2483 3,88682 - 6,47017 3,4352 7,79548 7,90866 4,81782 10,7694 7,11537 5,98046 6,75762 6,89218 5,51633
Tail DNA, Forsøg 2
Aflæsning Neg A Neg B 0,5 mg A 0,5 mg B 1 mg A 1 mg B 5 mg A 5 mg B 10 mg A 10 mg B 50 mg A 50 mg B 100 mg A 100 mg B
1 2.52728 12.9555 - 11.0125 37.9178 23.4877 4.03299 6.12824 3.0454 27.5075 62.1741 30.4283 77.1622 53.3418
2 10.8046 30.1038 - 2.14345 16.6212 32.9137 13.9122 22.9366 11.8503 31.031 76.6528 55.8858 72.1164 7.97314
3 18.2241 37.0612 - 46.6296 1.22285 8.15288 21.6842 16.7094 0.950419 42.1622 65.4017 19.3112 75.5503 10.9279
4 11.6779 2.76038 - 66.7153 3.49656 15.3245 7.00955 20.2031 21.7697 22.9688 64.9547 11.4562 77.0783 58.4296
5 16.6131 1.25152 - 22.7808 2.5935 15.95 1.35764 25.6875 17.279 30.2691 60.0214 25.5323 78.1267 36.2502
6 3.59849 21.7646 - 0 20.924 17.973 18.6393 59.8444 39.2737 19.9554 65.5431 59.0842 45.735 40.8606
7 26.0026 27.2587 - 45.0081 12.3859 48.1841 3.84056 13.0009 23.6484 61.9379 48.4067 64.722 77.5379 62.592
8 7.02425 13.8281 - 3.24605 7.2694 6.69237 6.11686 37.8994 34.0238 18.1886 67.3679 41.6675 40.7542 54.3898
9 66.7932 34.2262 - 4.57657 5.72081 17.3111 3.86905 51.9733 24.0444 38.6114 52.4989 8.9427 76.1044 61.4044
10 52.8481 24.7725 - 16.1849 6.32714 18.4509 21.7179 33.701 5.39152 32.5475 70.1961 17.0767 88.8214 42.5497
11 15.481 31.6955 - 64.6829 12.1607 32.4095 3.81433 33.7954 13.1612 17.6417 63.2845 39.938 15.6011 52.3226
12 2.85508 46.7979 - 19.0408 13.9119 3.33944 32.2555 5.08187 34.5778 22.3961 43.3921 3.86945 82.4824 19.9763
13 5.81499 14.6952 - 17.4013 24.4601 12.7403 19.4063 38.4935 7.52933 6.90748 40.7571 39.3243 81.5082 45.0584
14 13.2925 17.4699 - 17.4799 38.2896 1.53674 42.7122 43.495 26.063 67.6477 7.60953 24.3529 71.5198 24.0849
15 10.9098 32.4689 - 12.8161 5.84956 10.2646 16.7596 32.9261 19.5102 60.9941 38.2754 26.3656 82.331 59.0042
16 0.870475 17.6153 - 6.71921 15.7355 6.75677 50.1545 34.5701 10.7883 73.0193 53.6639 36.9549 56.3488 42.9185
17 4.08833 36.8562 - 0.863728 1.21057 7.21657 8.03246 57.0169 12.8811 72.5537 68.3877 19.3617 83.6755 39.7156
18 12.8272 38.1063 - 8.73994 17.0451 16.5866 14.798 14.2706 9.07511 17.8214 24.6358 37.6326 31.5923 32.7527
19 8.99534 3.01659 - 54.8934 9.6042 16.7922 72.0766 56.4486 34.3538 6.85123 87.0917 26.8472 4.45625 36.3134
20 6.14601 33.9909 - 19.9314 5.47716 0.977699 19.7734 55.1718 18.9555 69.7302 52.6967 2.37771 75.2505 6.8247
21 21.1564 16.5648 - 6.39197 9.74684 24.0827 6.24606 42.7766 1.4938 18.8444 50.114 68.7901 77.4714 21.634
22 24.6301 4.04585 - 48.6861 9.05878 8.30054 29.9109 51.238 5.57381 32.0093 61.7256 29.9473 81.7756 32.0368
23 17.9016 31.3887 - 53.2303 6.54417 27.9503 15.5193 33.1958 0.805113 22.7933 56.822 5.76431 28.05 3.85449
24 11.8469 4.84289 - 25.3775 1.98506 5.63798 25.5729 20.1032 10.6762 25.969 55.5356 58.0237 75.7427 55.5488
25 26.2803 26.1933 - 26.2576 3.78094 8.87021 21.7831 3.89983 12.5306 32.4781 63.8993 49.7077 81.9122 61.9226
26 19.0257 5.3634 - 26.4306 3.32926 82.8458 5.23639 26.7511 13.0044 6.67037 14.6043 41.764 81.5048 10.4616
27 4.1423 12.5672 - 2.03157 6.84099 8.80367 46.5964 25.0243 3.78406 41.905 52.4109 64.3411 0.166791 44.0881
28 18.8385 29.6735 - 9.75192 32.4817 17.5379 2.63599 3.10005 11.9759 24.759 30.555 18.6068 75.9267 68.2925
29 8.37879 28.0526 - 3.33249 13.4283 21.7831 5.19421 24.3451 21.6219 49.45 50.4937 38.5546 8.15983 51.75
30 18.2998 30.4925 - 5.5037 12.6838 31.9722 2.67199 57.6583 5.4617 19.4051 57.2983 28.2211 78.3705 15.4764
31 26.7165 9.03145 - 7.13564 35.3135 36.7657 1.86593 5.65322 13.5292 23.179 91.8401 35.4045 37.7584 62.7076
32 0.28189 11.2539 - 5.40129 39.9129 6.73093 10.898 13.6256 44.3252 58.9703 0.39449 34.501 66.0546 86.0775
33 63.5595 46.3174 - 2.60743 9.93777 7.77073 4.77038 55.6501 51.9862 36.6726 8.25433 29.6405 66.1563 38.2063
34 54.1886 28.8941 - 0.983703 6.14288 37.4629 14.5033 7.43962 50.2782 39.892 30.1745 11.248 48.8697 18.0603
35 51.4977 22.0969 - 8.03382 4.11888 24.1889 1.84825 13.9192 22.8926 13.8662 83.7583 30.1138 60.7393 59.4035
36 35.4478 21.3683 - 1.48119 14.6985 5.40205 47.8823 5.87719 23.7625 26.3364 38.9037 37.3933 48.9604 56.9938
37 44.8499 11.4954 - 10.2333 46.1416 2.3942 3.05528 35.3357 6.14173 7.40029 65.5663 42.7711 28.0312 45.4718
38 24.5272 16.2099 - 5.13113 18.3145 5.49999 0.972225 48.1299 2.09077 52.6561 40.9164 66.8764 60.5044 3.39591
39 29.3927 17.5769 - 9.85516 35.243 15.3832 17.5945 51.2308 80.4812 8.63343 72.2048 37.7883 63.1171 56.5169
40 17.723 11.4784 - 11.1482 22.1696 4.46392 15.7851 10.2809 42.1816 14.4637 72.4492 41.5187 65.9382 40.0938
41 13.6481 8.3069 - 32.7469 11.0039 6.57064 1.8502 2.78442 16.8607 4.75985 55.9109 36.0339 27.2781 28.3384
42 0.243339 10.2856 - 9.78843 19.0435 0.78051 32.1708 14.8232 76.3728 17.2221 19.908 70.0689 50.5527 68.9978
43 25.8749 14.6191 - 7.93506 35.4056 14.3925 3.39148 16.6258 14.2377 10.3826 29.1422 40.1901 43.621 60.5193
44 74.4823 8.93699 - 17.8222 27.0069 9.40483 1.30339 32.6219 37.3135 20.9976 31.6353 19.6734 44.0762 11.0002
45 48.9528 38.8672 - 16.9657 10.7249 31.6499 33.9647 23.2806 61.1574 7.7597 73.4509 28.3954 46.5476 2.47778
46 50.4391 16.0498 - 8.06908 11.3011 30.4246 22.7264 8.94445 6.96984 2.434 82.6012 29.103 29.4164 54.1617
47 1.12635 41.9085 - 8.06733 11.0153 36.8167 0.316222 2.41468 35.3539 23.3584 28.2215 58.7089 38.9424 30.6708
48 18.434 35.9317 - 14.4905 15.3509 25.8771 6.16669 13.1171 31.8462 34.0416 29.5393 20.177 26.1575 49.4273
49 0.487858 23.303 - 28.4167 12.8694 20.7277 54.3391 28.5863 76.0203 4.6367 29.5393 32.3821 8.63652 51.795
50 1.73254 42.5512 - 20.0157 16.4824 34.6867 14.9076 43.867 32.543 26.9848 28.2917 23.0128 16.9129 46.4909
MEAN 21.03 22.0872 - 17.4838 15.206 18.1648 16.6728 27.6331 23.6289 28.9935 50.3835 34.3971 55.2221 40.4712
ST.DEV. 19.1919 12.5266 - 17.1823 11.6019 14.9747 16.4985 17.7908 20.0819 19.2753 21.7258 17.308 25.1592 20.4226
ST.ERR 2.7417 1.78951 - 2.45461 1.65742 2.13925 2.35693 2.54154 2.86884 2.75362 3.10369 2.47258 3.59417 2.91751
MAX 74.4823 46.7979 - 66.7153 46.1416 82.8458 72.0766 59.8444 80.4812 73.0193 91.8401 70.0689 88.8214 86.0775
MIN 0.243339 1.25152 - 0 1.21057 0.78051 0.316222 2.41468 0.805113 2.434 0.39449 2.37771 0.166791 2.47778
DISPN 17.5144 7.10436 - 16.886 8.85205 12.3449 16.326 11.4541 17.0673 12.8145 9.36838 8.70912 11.4625 10.3056
81

Farlighed og DEHP Bilag
Tail Extent Moment, Forsøg 3
Aflæsning Neg A Neg B 1 mg A 1 mg B 5 mg A 5 mg B 10 mg A 10 mg B 50 mg A 50 mg B 50 % A 50 % B 100 % A 100 % B
1 27.9547 3.68578 21.0768 - 0.913841 - 2.52167 1.23211 - 15.2655 0.02962 - 7.16661 13.327
2 0.0099 17.2401 6.68188 - 5.73537 - 1.18936 0.466321 - 0.0050207 0.0173565 - 10.2918 22.9619
3 40.1847 3.52142 33.9351 - 8.69213 - 1.31112 5.6078 - 11.9677 0.936358 - 23.0939 6.0225
4 31.1244 17.3919 10.605 - 7.29535 - 17.2541 1.95871 - 0.527186 0.777138 - 30.8621 43.4203
5 5.42768 13.6315 7.1666 - 0.357859 - 7.47587 0.0262836 - 1.89365 2.21779 - 1.87318 47.3174
6 7.25923 8.39085 3.48384 - 1.04899 - 5.26026 0.327733 - 35.4421 2.29297 - 35.4961 43.4916
7 1.16912 36.1371 33.3288 - 12.3977 - 50.0357 7.5833 - 17.5964 14.3186 - 1.48018 32.1324
8 0.141655 12.8186 34.0518 - 3.8663 - 0.0158031 17.5208 - 2.41044 1.70628 - 3.66705 42.2469
9 18.4654 11.5412 3.5484 - 3.85219 - 30.8773 10.7768 - 0.0812633 0.486101 - 29.7745 24.5697
10 0.729013 14.0316 15.9155 - 0.403489 - 48.0262 24.8466 - 5.00869 3.08875 - 0.919557 29.6039
11 0.0172278 8.03914 33.7008 - 0.611446 - 21.0257 0.239149 - 0.695579 7.81561 - 9.55609 22.3041
12 0.0842003 28.0479 23.6647 - 11.4188 - 25.8123 5.05111 - 28.6759 45.0316 - 5.56406 27.0799
13 15.2501 20.1448 34.087 - 0.084355 - 0.845276 15.7041 - 0.736999 2.45669 - 16.2842 34.496
14 13.7342 21.0578 4.4815 - 5.09205 - 4.8382 3.13646 - 14.1158 30.6037 - 28.4878 27.3106
15 8.6628 28.3374 5.92338 - 0.0956646 - 23.9186 1.62823 - 2.03154 2.09885 - 6.57882 3.996
16 13.4788 11.3071 10.5436 - 5.19081 - 41.9288 0.43625 - 4.20891 4.63814 - 0.110075 36.9549
17 5.41401 29.4027 3.23702 - 0.44824 - 29.1371 0.0416215 - 27.0737 0.862714 - 19.379 2.22445
18 9.02192 14.7845 33.454 - 1.55258 - 23.4841 2.68017 - 2.10703 36.2374 - 1.7003 3.43918
19 0 21.379 13.4849 - 5.66343 - 4.49021 0.1049 - 6.89715 23.8813 - 0.305484 35.2801
20 1.26133 10.0609 4.15749 - 21.6424 - 5.10295 5.13645 - 33.1817 43.4039 - 45.0993 44.4529
21 0.0853817 35.9692 5.26294 - 11.4838 - 22.9136 1.6919 - 21.5024 5.13056 - 0.990419 40.1981
22 0.121744 11.4417 2.34902 - 0.83821 - 6.2983 9.62998 - 0.0062788 4.10484 - 4.64839 22.4142
23 20.0485 17.1585 5.29177 - 1.87319 - 21.4452 0.0135034 - 26.4768 0.0282561 - 4.49804 8.81082
24 1.83032 0.31168 11.8328 - 0.832332 - 1.28971 0.276195 - 2.80718 6.13738 - 5.51867 29.0364
25 3.79921 2.16112 15.3016 - 0.971134 - 4.09132 0 - 24.0206 1.10638 - 2.2584 26.6728
26 21.2972 5.93368 39.4183 - 0.416765 - 28.6764 0.375114 - 0.845166 13.6118 - 3.40866 33.39
27 10.2258 3.42702 12.7753 - 20.141 - 22.8877 6.55435 - 24.1381 0.681872 - 43.9027 17.6708
28 2.3927 12.8058 9.86085 - 2.07159 - 8.51642 12.6659 - 11.3506 25.49 - 3.42645 29.2615
29 2.31918 0.135232 11.1592 - 1.01312 - 23.6198 2.82277 - 3.21641 10.2342 - 0.604217 2.03205
30 7.49244 5.72214 1.55142 - 16.6432 - 8.20708 9.46972 - 6.01359 22.5723 - 2.09098 3.55325
31 34.7728 2.03949 38.5709 - 6.79856 - 16.6553 1.03884 - 1.01478 7.14692 - 6.04101 35.2995
32 15.3282 18.6642 22.111 - 0.619703 - 43.6531 0.635727 - 1.13622 3.05491 - 25.2472 44.7617
33 32.2367 13.9126 3.30138 - 25.8324 - 44.0512 0.137684 - 20.8138 33.9307 - 0.333034 36.2612
34 1.66325 0.862225 21.5637 - 14.1421 - 2.95983 15.7713 - 5.31936 1.91142 - 0.0585777 23.0144
35 28.0645 2.18126 20.1482 - 24.9966 - 51.5156 3.14416 - 12.5387 2.63697 - 0.12839 24.7648
36 2.00164 0.333961 17.3755 - 5.86151 - 41.9005 22.0751 - 3.49985 3.12387 - 13.345 20.911
37 2.4258 3.17775 7.69926 - 1.35514 - 51.3444 1.26268 - 0.144088 3.49671 - 14.4252 4.247
38 1.24185 15.4535 20.4556 - 23.802 - 14.8137 15.7648 - 0.506194 0.324325 - 3.28718 16.5558
39 0.347859 2.62959 7.48055 - 2.35895 - 53.4379 0.13648 - 43.0136 0.243444 - 0.0152118 23.9883
40 10.0513 0.300008 8.90803 - 15.8441 - 47.5591 3.23029 - 20.9358 8.54138 - 32.209 29.8071
41 18.1926 17.9686 18.0195 - 23.0846 - 25.0354 9.09957 - 15.7973 1.1457 - 3.792 27.2914
42 12.9851 3.75478 7.87226 - 4.32649 - 20.1936 13.1619 - 0.246451 7.5798 - 0.442796 1.71245
43 3.53934 2.39283 23.5602 - 15.2916 - 4.66483 1.51594 - 1.25223 4.43447 - 4.1485 15.734
44 4.80249 7.75059 6.38255 - 21.4798 - 7.88423 1.14803 - 12.4168 1.30518 - 32.6353 0.351644
45 0.288062 0 24.8893 - 5.24261 - 20.8769 9.41891 - 1.75579 28.7373 - 38.6889 6.48247
46 0.222446 0.980667 44.1377 - 19.2931 - 52.6324 6.39968 - 12.1783 1.93455 - 22.5008 26.8985
47 8.10616 19.246 32.6655 - 14.5202 - 53.0927 9.69881 - 52.0448 29.2138 - 5.17638 2.79666
48 0.252859 2.64426 34.2694 - 2.58754 - 15.9833 4.57589 - 2.37127 27.7176 - 7.17417 30.4118
49 0.643965 6.79932 24.6507 - 14.9204 - 3.28864 19.7178 - 19.9244 1.13591 - 14.9987 19.4173
50 0.0959821 0.996922 17.1706 - 3.58661 - 6.30289 3.10924 - 0 30.8449 - 1.121 34.1236
MEAN 8.92532 10.9621 17.0513 - 7.97183 - 21.4068 5.78095 - 11.1442 10.2092 - 11.4961 23.61
ST.DEV. 10.7192 9.63638 11.9627 - 8.05608 - 17.6138 6.5313 - 12.6125 12.9181 - 13.0955 13.6687
ST.ERR 1.53131 1.37663 1.70895 - 1.15087 - 2.51626 0.933042 - 1.80178 1.84544 - 1.87079 1.95268
MAX 40.1847 36.1371 44.1377 - 25.8324 - 53.4379 24.8466 - 52.0448 45.0316 - 45.0993 47.3174
MIN 0 0 1.55142 - 0.084355 - 0.0158031 0 - 0 0.0173565 - 0.0152118 0.351644
DISPN 12.8735 8.47097 8.39263 - 8.14122 - 14.4929 7.37904 - 14.2742 16.3457 - 14.9174 7.91334
Tail DNA, Forsøg 3
Aflæsning Neg A Neg B 1 mg A 1 mg B 5 mg A 5 mg B 10 mg A 10 mg B 50 mg A 50 mg B 50 % A 50 % B 100 % A 100 % B
1 52.2011 25.9422 35.0641 - 7.96348 - 38.4554 4.29477 - 49.8854 5.42045 - 24.2868 27.5576
2 0.72468 43.2183 11.8143 - 29.9878 - 21.7654 3.10315 - 0.459394 3.17624 - 18.6474 36.6989
3 71.3961 20.1381 57.5012 - 36.5669 - 31.9913 20.3213 - 33.4364 11.4236 - 46.9576 19.6807
4 60.2727 38.8137 26.4044 - 30.6908 - 37.5892 7.09791 - 5.51286 8.36567 - 54.5677 66.7724
5 18.7409 34.6467 16.0919 - 7.7045 - 15.1169 0.874528 - 20.3846 26.1842 - 13.4428 73.3821
6 19.2527 40.4085 13.8596 - 19.1964 - 27.5037 5.45228 - 81.5837 10.1112 - 75.5324 65.2374
7 22.521 68.1762 59.2153 - 33.6116 - 68.846 31.9022 - 74.8869 28.0246 - 3.98343 53.947
8 3.70327 36.0892 58.7876 - 15.723 - 2.89196 48.9513 - 19.6049 17.8429 - 8.28482 68.1161
9 43.3227 40.616 8.54417 - 14.3868 - 43.4658 27.9739 - 3.71779 8.08695 - 49.3098 39.6146
10 16.6762 35.1751 28.5543 - 9.84514 - 59.9918 73.9339 - 17.9723 13.6203 - 2.19972 47.9427
11 0.485029 24.1174 56.3219 - 12.4327 - 29.8271 2.30338 - 8.77869 18.6962 - 21.997 40.4125
12 1.02724 70.3118 38.8397 - 39.8027 - 45.4197 20.772 - 53.2761 83.6628 - 25.7778 56.6357
13 30.0083 64.6754 57.4924 - 1.81611 - 2.11898 51.7811 - 4.28161 9.36611 - 29.3596 54.1869
14 31.8146 71.3627 29.2898 - 27.8163 - 23.9295 14.9084 - 66.2357 59.8982 - 52.1327 48.7593
15 26.2032 56.9862 22.5829 - 3.18302 - 42.2908 8.27683 - 23.2357 5.26149 - 19.8996 10.1565
16 23.4916 67.8426 29.6844 - 20.4283 - 56.0071 6.94207 - 8.46407 9.81247 - 3.09904 57.3114
17 18.3475 68.5439 18.2269 - 11.7183 - 44.62 0.362702 - 73.9476 1.70678 - 32.3869 18.0922
18 18.143 54.6579 60.0203 - 15.7846 - 54.3998 14.0135 - 10.8616 63.4589 - 14.8169 11.4431
19 0 54.7183 24.8014 - 22.0512 - 31.0078 0.436287 - 30.7848 43.0569 - 11.1807 65.2147
20 11.2596 32.5866 17.6935 - 43.0495 - 16.826 26.8563 - 47.4394 76.0087 - 76.066 73.2872
21 1.48808 64.533 25.6831 - 29.599 - 67.632 14.0736 - 23.9206 12.1934 - 20.1385 61.3021
22 3.42757 49.8533 23.8817 - 7.48256 - 18.5901 39.602 - 0.164146 17.675 - 10.5672 35.2086
23 42.1711 72.184 37.2459 - 14.2831 - 46.1702 1.23556 - 37.1283 0.430905 - 14.9662 16.9724
24 10.1499 7.605 32.8091 - 9.82689 - 6.74334 14.4411 - 9.01252 16.7633 - 10.7438 51.8405
25 18.7907 15.8194 31.6405 - 13.1643 - 14.2612 0.899402 - 72.6574 11.5696 - 28.5025 43.1958
26 38.9739 35.0279 68.7005 - 3.316 - 83.9644 6.53769 - 4.68683 26.7846 - 19.4933 53.3656
27 18.528 17.666 27.1847 - 35.9591 - 75.4677 30.3657 - 39.2647 15.5978 - 80.342 31.5489
28 5.03293 50.9446 36.4553 - 8.61593 - 23.794 35.9359 - 18.7979 52.7082 - 18.7176 50.2804
29 6.15087 2.24977 38.1706 - 2.8969 - 70.2832 14.3491 - 19.6201 21.5272 - 1.34026 6.09614
30 15.76 28.6891 7.77835 - 36.0439 - 18.4282 24.7565 - 22.4589 42.1503 - 11.0913 8.17918
31 71.903 29.8581 67.87 - 22.0201 - 25.8298 15.2086 - 14.2849 13.4834 - 13.1608 65.9164
32 32.4284 74.251 38.7207 - 4.27946 - 63.6535 5.41107 - 12.9955 11.181 - 49.68 65.5311
33 58.6997 57.8637 16.782 - 50.5596 - 73.6198 0.884075 - 33.4116 66.4099 - 5.07877 56.7163
34 4.90926 5.08991 41.1059 - 31.7546 - 10.833 37.2405 - 6.83118 5.14397 - 0.564196 47.0573
35 59.0322 19.0081 47.5757 - 53.5015 - 84.5502 19.8407 - 24.2812 17.8728 - 2.04307 46.2444
36 6.37045 6.79054 40.5059 - 18.1806 - 58.3101 58.9744 - 7.19631 7.77781 - 23.039 33.5676
37 8.96811 18.1728 29.978 - 11.2723 - 70.9134 5.43695 - 3.10213 14.5432 - 23.1562 8.58786
38 16.8339 35.5722 43.5277 - 43.7766 - 29.307 41.811 - 15.4389 3.49127 - 7.42659 27.5428
39 4.24387 26.0116 13.1629 - 15.9885 - 68.8671 1.04066 - 65.0537 6.85388 - 0.506137 37.6812
40 25.1972 4.39211 29.1102 - 34.5174 - 69.3491 12.0641 - 33.7555 27.4223 - 58.3589 53.7409
41 34.3221 32.5569 48.8529 - 46.1693 - 37.7076 24.854 - 19.5994 10.752 - 9.25249 44.0029
42 25.1458 25.9292 21.5018 - 9.04854 - 35.1946 34.1651 - 2.90971 29.2022 - 8.52966 12.053
43 15.7975 11.9969 58.2638 - 28.9986 - 22.1731 4.62362 - 9.16631 21.0781 - 24.4895 42.3431
44 18.3095 17.9539 32.0002 - 44.6683 - 20.0391 9.13432 - 27.5427 2.89513 - 55.2987 1.55062
45 1.27025 0 74.668 - 17.4436 - 34.1113 30.5073 - 16.9111 53.9377 - 66.7931 25.5117
46 2.71384 12.3767 81.5879 - 45.2646 - 77.6752 21.8905 - 16.0911 5.80366 - 35.9619 55.9367
47 22.822 62.8932 60.9978 - 33.215 - 66.7763 34.4637 - 71.3423 76.3733 - 17.5422 31.9868
48 4.02375 20.1625 60.3009 - 7.82678 - 21.9098 23.9253 - 14.2276 71.9478 - 27.6394 49.251
49 2.35691 28.9367 45.5665 - 43.6869 - 32.5309 49.7704 - 27.109 12.2278 - 32.2913 31.8687
50 1.35113 5.06769 35.707 - 13.3949 - 16.8384 15.1731 - 0.290664 54.5373 - 3.06183 50.9765
MEAN 20.9353 35.7697 37.7625 - 22.8103 - 40.7918 19.9835 - 26.08 24.6704 - 25.2741 41.6101
ST.DEV. 19.4246 22.0057 18.3364 - 14.6404 - 23.1363 17.4123 - 22.798 23.1495 - 21.5588 19.4702
ST.ERR 2.77494 3.14368 2.61948 - 2.09149 - 3.30519 2.48748 - 3.25686 3.30707 - 3.07983 2.78146
MAX 71.903 74.251 81.5879 - 53.5015 - 84.5502 73.9339 - 81.5837 83.6628 - 80.342 73.3821
MIN 0 0 7.77835 - 1.81611 - 2.11898 0.362702 - 0.164146 0.430905 - 0.506137 1.55062
DISPN 18.0229 13.5381 8.90362 - 9.3967 - 13.1225 15.172 - 19.929 21.7224 - 18.3896 9.1105
82

Roskilde
Universitetscenter