7. Miljø- og sundhedsvurdering af tekstilkemikalier i brugsfasen, Miljøstyrelsen

Kemikalier i tekstiler

7. Miljø- og sundhedsvurdering af tekstilkemikalier i brugsfasen

I dette kapitel er der udført en begrænset miljørisikovurdering, med hensyn til afledning med spildevand, af de kemikalier, der er fundet i vaskevandsprøverne. Tilsvarende er der, med hensyn til eksponering under brug og detailsalg, udført en begrænset sundhedsvurdering af de kemikalier, der blev fundet i tekstilerne. Ved både miljø- og sundhedsvurderingerne er principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) fulgt. Der er dog ikke ved sundhedsvurderingen foretaget en gennemgribende effektvurdering, men kun en overordnet screening. På denne baggrund udpeger vi hvilke kemikalier, vi vurderer udgør en miljø- og/eller sundhedsmæssig risiko i den nævnte sammenhæng.

7.1 Miljøvurdering med hensyn til afledning af tekstilkemikalier med spildevand

De stoffer, der er mest problematiske for vandmiljøet i den konkrete sammenhæng, er at finde blandt de A-stoffer, der blev konstateret i vaskevandet. Hertil kommer visse af de stoffer, der uventet blev konstateret, samt de stoffer, som vi med sikkerhed ved, er tilstede, dvs. farvestoffer.

Ved forsøgene med simuleret husholdningsvask blev der udført et skyl efter vask, og vaskelud og skyllevand blev efterfølgende blandet og analyseret. Dette blev dels gjort af forsøgs- og analysetekniske grunde (størrelse på vaskekar kombineret med krav om tilstrækkelig prøvemængde) dels for at få skyllet vaskevandet ud af tekstilet og over i prøven. Ved normal husholdningsvask slynger vaskemaskinen vaskeluden ud af tøjet inden skyl. Det er derfor nedenstående antaget, at hele den målte mængde udvasket kemikalie ender i vaskeluden.

Generel metodik

Den generelle metodik, der som udgangspunkt er anvendt ved nedenstående miljørisikovurderinger af emission af tekstilkemikalier til vandmiljøet via offentligt renseanlæg, kan desuden beskrives ved følgende antagelser:

koncentrationen i vaskeluden er den maksimalt målte
der forekommer ingen fortynding inden renseanlæg
der afledes til renseanlæg med biologisk trin
initialfortyndingen i recipienten er 20 gange

PEC-værdi

Hvad angår førstnævnte antagelse, inddrages det forhold, at vask af tekstiler typisk foregår på en blanding af flere forskellige tekstiler, hvorved den maksimale koncentration typisk vil være urealistisk høj. Den anden og den sidste antagelse er begge baseret på anbefalinger i Miljøstyrelsens Spildevandsvejledning (Miljøstyrelsen, 1994; VKI, 1997), og den tredje antagelse er typisk gældende i Danmark. I øvrigt anvendes principperne i Europakommissionens "Vejledning i risikovurdering" (EC, 1996) ved beregning af PEC-værdien (Predicted Environmental Concentration), dvs. den forventede koncentration af stoffet i recipienten (f.eks. vandløbet) umiddelbart efter, at det er udledt. Denne beregning omfatter en modelberegning af stoffets skæbne i renseanlæg baseret på dets iboende egenskaber vedrørende nedbrydning (let, inherent eller persistent), evne til at adsorbere til slam (log K_ow (octanol/vand fordelingskvotient)) og evne til at fordampe fra vand (Henrys lovkonstant).

PNEC-værdi

Europakommissionens "Vejledning i risikovurdering" (EC, 1996) er ligeledes brugt ved estimering af PNEC-værdien (Predicted No Effect Concentration), dvs. den maksimale koncentration af stoffet, hvor der lige netop ikke forventes akutte eller kroniske effekter på vandlevende organismer. I de tilfælde, hvor der foreligger et vandkvalitetskriterium (officielt dansk), er det brugt i stedet for en PNEC-værdi eller inddraget ved estimeringen af PNEC-værdien. Ved at sammenligne PEC-værdien med PNEC-værdien (PEC/PNEC-forholdet) er risikoen for miljøeffekter i recipienten vurderet for hvert enkelt stof ved det opstillede scenarium for husholdningsvask.

De enkelte stoffer er nedenstående vurderet funktionsgruppevis.

7.1.1 Miljøvurdering af biocider

I 11 af de 17 analyserede tekstiler fandt vi relativt små mængder af naphthalen, nikotin, o-chlorphenol og 2,4-dichlorbenzylalkohol, der alle muligvis har biocidfunktion. Mellem 2% og 62% af nikotinen og 1% af naphthalenen blev under den simulerede husholdningsvask udvasket, mens de to øvrige biocider ikke blev fundet i vaskevandet.

Naphthalen

Naphthalen (CAS nr. 91-20-3) er et ikke let nedbrydeligt (men inherent nedbrydeligt), potentielt bioakkumulerbart stof (MITI, 1992; IUCLID, 1996). Det må betragtes som meget giftigt, idet der ved akutte test over for vandlevende organismer er påvist EC₅₀-værdier på ned til og under 1.000 m g/l (IUCLID, 1996). I kroniske test er der påvist effekter ned til 10 m g/l ((NOEC (No Observed Effect Concentration), forplantning) Verschueren, 1997). Stoffet har en vandopløselighed på omkring 3.100 m g/l og en Henrys lovkonstant på 43 Pa · m³/mol (Mackay & Shiu, 1981).

Vandkvalitetskriteriet for naphthalen er i Miljøstyrelsens "Bekendtgørelse om kvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af visse farlige stoffer til vandløb, søer eller havet" (Miljøstyrelsen, 1996) fastsat til 1 m g/l. På baggrund af værdien for Henrys lovkonstant må der forventes en væsentlig fordampning. Da stoffet desuden er inherent nedbrydeligt og har en log K_ow på 3,2, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 10% nedbrydes i renseanlæg, ca. 15% ender i slammet, og omkring 33% ender i vandmiljøet, mens resten fordamper.

Naphthalen er i nærværende sammenhæng kun påvist i et enkelt tekstil i en koncentration på 0,9 mg/kg, og kun 1% af denne mængde blev udvasket ved den simulerede husholdningsvask. Hvis det konservativt antages, at der i en husholdningsvask med et flotteforhold på 1:4 kun vaskes tekstiler med det nævnte indhold, og at 1% naphthalen udvaskes, vil der i vaskeluden (spildevandet) være op til 2 m g/l. Af denne mængde vil kun de nævnte 33% nå vandmiljøet (recipienten) efter renseanlægget. Anvendes initialfortyndingsfaktoren på 20, som er anbefalet i Miljøstyrelsens Spildevandsvejledning (Miljøstyrelsen, 1994; VKI, 1997), vil der i den modtagende recipient (f.eks. fjord) kunne optræde en koncentration på 0,04 m g/l. Denne værdi er væsentligt lavere end det ovennævnte vandkvalitetskriterium på 1 m g/l. Under realistiske forhold vil koncentrationen af naphthalen i spildevandet sandsynligvis være endnu lavere end det ovenfor beregnede, fordi husholdningsvask normalt foretages på en blanding af flere tekstiler. Hertil kommer, at forhold omkring især fordampning før renseanlæg ikke er inddraget i vurderingen. Dog kan det ikke udelukkes, at der under specielle forhold vil kunne optræde koncentrationer i recipienten, der er over vandkvalitetskriteriet. Hvis det f.eks. drejer sig om direkte udledninger (udenom renseanlæg til vandløb med lille vandføring) i f.eks. sommerhusområder, vil der teoretisk set kunne optræde koncentrationer på omkring 2 m g/l eller højere, hvis der udvaskes mere end de målte 1%. På baggrund af ovenstående betragtes den konstaterede mængde naphthalen dog ikke som et væsentligt miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

Nikotin

Det har ikke været muligt at finde data fra nedbrydningstest på nikotin (CAS nr. 54-11-5 og 65-30-5). Modelberegninger (QSARs) (EPIWIN, 1994/95) viser, at stoffet nedbrydes langsomt og derfor konservativt vurderet er ikke inherent nedbrydeligt. Henrys lovkonstant er beregnet til 0,0003 Pa · m³/mol (EPIWIN, 1994/95), og der er målt en log K_ow-værdi på 1,17 (EPIWIN, 1994/95), hvilket indikerer, at dette meget vandopløselige stof ikke bioakkumuleres. Nikotin må betragtes som meget giftigt, idet der ved akutte test over for vandlevende organismer (dafnier) er påvist EC₅₀-værdier på ned til 40 m g/l (Verschueren, 1997). I kroniske test på dafnier (16 døgn, mortalitet) er der påvist effekter ned til 20 m g/l (AQUIRE, 1999).

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for nikotin. Vurderet på baggrund af resultater fra akutte test på dafnier og fisk (AQUIRE, 1999; IUCLID, 1996; Verschueren, 1997) udviser nikotin en lidt større giftighed over for vandlevende organismer end naphthalen. Et vandkvalitetskriterium for nikotin vil derfor formodentlig ligge omkring 0,1-1 m g/l. En umiddelbar beregning af PNEC (Predicted No Effect Concentration), på grundlag af principperne beskrevet i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) og data fra ovennævnte kilder, giver et resultat på nogenlunde samme niveau. PNEC vil typisk være identisk med vandkvalitetskriteriet.

På baggrund af værdien for Henrys lovkonstant vil fordampningen af nikotin fra vand være ubetydelig. Da stoffet desuden konservativt vurderet er ikke inherent nedbrydeligt og har en log K_ow på 1,17, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 100% ender i vandmiljøet.

Nikotin er i nærværende sammenhæng påvist i syv tekstiler i koncentrationer på 0,5-16 mg/kg, og mellem 2% og 62% af denne mængde blev udvasket ved den simulerede husholdningsvask. Hvis det antages konservativt, at der i en husholdningsvask med et flotteforhold på 1:4 kun vaskes tekstiler med det højest målte indhold (16 mg/kg), og at 62% af denne mængde udvaskes, vil der i vaskeluden (spildevandet) være op til 2.500 m g/l. Hele denne mængde vil nå vandmiljøet (recipienten) efter renseanlægget. Anvendes initialfortyndingsfaktoren på 20, som er anbefalet i Miljøstyrelsens Spildevandsvejledning (Miljøstyrelsen, 1994; VKI, 1997), vil der i recipienten (f.eks. fjord) umiddelbart efter initialfortynding kunne optræde en koncentration på 120 m g/l. Denne værdi er væsentlig højere (en faktor 100-1.000) end den ovenfor estimerede PNEC værdi på 0,1-1 m g/l.

Nikotin er fundet i næsten halvdelen (8 ud 17) af de tekstiler, der blev analyseret for stoffet, så selvom koncentrationen af nikotin i spildevandet under realistiske forhold sandsynligvis vil være noget lavere end det ovenfor beregnede, fordi husholdningsvask normalt foretages på en blanding af flere tekstiler, vurderes det ikke sandsynligt, at koncentrationen i praksis vil være en faktor 100-1.000 lavere. På baggrund af ovenstående kan det derfor ikke udelukkes, at udvaskning under husholdningsvask af de fundne mængder nikotin vil kunne give miljøeffekter i recipienten. Nikotin må derfor betragtes som et muligt miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

7.1.2 Miljøvurdering af blødgørere og fikseringsmidler

Af de blødgørere og fikseringsmidler, der blev fundet i tekstilerne, blev alle phthalater og nonylphenolethoxylater konstateret i det tilsvarende vaskevand. Phthalaterne dibutylphthalat (DBP), butylbenzylphthalat (BBP) og diethylhexylphthalat (DEHP) blev udvasket i mængder svarende til henholdsvis 9-10%, 0,1% og 0,02-80% af indholdet i tekstilerne. Både kort- og langkædede nonylphenolethoxylater blev udvasket (17-900%). Udvaskningsprocenter større end 100% skyldes sandsynligvis, at der (under vaskeprocessen) er sket en omdannelse af langkædede til kortkædede nonylphenolethoxylater. Den samlede mængde udvasket nonylphenolethoxylat (både kort- og langkædede) udgør fra ca. 20 mg/kg tekstil til ca. 600 mg/kg tekstil i de tre analyserede vaskevandsprøver.

Phthalater

Alle de tre nævnte phthalater er meget giftige - på nær DEHP der må betegnes som giftig (Pedersen & Larsen, 1996) - og alle er potentielt bioakkumulerbare (Howard, 1990; AQUIRE, 1999; IUCLID, 1996; Kemikalieinspektionen, 1989), men kun DEHP er ikke let nedbrydelig (MITI, 1992; Howard, 1990; Kemikalieinspektionen, 1989). De er endvidere alle tre mistænkt for at udvise hormonlignende effekter (Petersen & Pedersen, 1998; Toppari et al., 1995).

DEHP

DEHP (CAS nr. 117-81-7) kaldes bl.a. diethylhexylphthalat, bis(ethylhexyl)phthalat og bis(2-ethylhexyl)phthalat. DEHP er inherent nedbrydeligt (IUCLID, 1996) og må som nævnt betegnes som giftigt (Pedersen & Larsen, 1996), selvom der i ét enkelt studie af akut giftighed over for dafnier er påvist en EC₅₀-værdi på 133 m g/l (AQUIRE, 1999). I kroniske test er der påvist effekter (NOEC, mortalitet) ned til 77 m g/l (AQUIRE, 1999). DEHP har en vandopløselighed på omkring 50 m g/l (Pedersen & Larsen, 1996) og en Henrys lovkonstant på 1,1 Pa · m³/mol (Howard, 1990).

Der er ikke endnu opstillet noget vandkvalitetskriterium for DEHP, men det diskuteres p.t. i EU, og et officielt kriterium forventes snart. I en Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen (Samsøe-Petersen & Pedersen, 1995) er der foreslået et vandkvalitetskriterium på 0,1 m g/l. En umiddelbar beregning af PNEC på grundlag af principperne beskrevet i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) og NOEC data (AQUIRE, 1999; Verschueren, 1997) giver et resultat på omkring 0,1-1 m g/l. På baggrund af værdien for Henrys lovkonstant vil fordampningen af DEHP fra vand ikke være særligt betydende. Da stoffet desuden er inherent nedbrydeligt og har en log K_ow på 5,11, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 4% nedbrydes i renseanlæg, omkring 13% udledes til vandmiljøet og ca. 83% ophobes i slammet.

DEHP er ved vaskeforsøgene konstateret i vanskevandet fra fire tekstiler i mængder op til 3,2 mg/kg, hvilket svarer til en udvaskning på 80%. Hvis det antages konservativt, at der i en husholdningsvask med et flotteforhold på 1:4 kun vaskes tekstiler, der afgiver den nævnte mængde, vil der i vaskeluden (spildevandet) være op til 800 m g DEHP pr. liter. Af denne mængde vil kun de nævnte 13% nå vandmiljøet (recipienten) efter renseanlægget. Anvendes initialfortyndingsfaktoren på 20, vil der i recipienten kunne optræde en koncentration på ca. 5 m g/l. Denne værdi er 5-50 gange højere end den beregnede PNEC værdi. DEHP er fundet i fire (ca. 25%) af de sytten tekstiler/vaskevandsprøver, der blev analyseret for stoffet, i koncentrationer, der alle enkeltstående vil overskride en PNEC værdi på 0,1 m g/l. Selvom husholdningsvask normalt foretages på en blanding af flere tekstiler, og koncentrationen af DEHP derfor sandsynligvis vil være lavere end de her målte, vurderes det ikke som usandsynligt, at der vil kunne optræde situationer, hvor PNEC-værdien overskrides ved husholdningsvask.

I bekendtgørelse om anvendelse af affaldsprodukter til jordbrugsformål, kaldet "Slambekendtgørelsen" (Miljø- og Energiministeriet, 1996) er der fastsat afskæringsværdier for visse miljøfremmede stoffer - herunder DEHP. Disse værdier angiver, hvor meget spildevandsslammet må indeholde af de pågældende miljøfremmede stoffer for at kunne anvendes til gødningsformål (spredning på landbrugsjord). Den gældende værdi for DEHP er 100 mg/kg slam (tørstof), og den ændres pr. 1. juli 2000 til 50 mg/kg. Som angivet i udkast til ny spildevandsvejledning (VKI, 1997) kan det på baggrund af afskæringsværdierne beregnes, hvor høj en koncentration af f.eks. DEHP, der kan accepteres i det indkommende spildevand (svarende til vejledende grænseværdier), uden at afskæringsværdien overskrides. Går vi ud fra, at 83% af den indkomne DEHP ender i slammet (se ovenfor), kan der beregnes en "vejledende grænseværdi" på 30 m g DEHP pr. liter spildevand (15 m g/l efter 1. juli 2000). Ved forsøgene med simuleret husholdningsvask blev der som nævnt målt koncentrationer svarende til op til 800 m g/l. Denne værdi er 25-50 gange højere end den beregnede "vejledende grænseværdi".

På baggrund af ovenstående vurderinger vedrørende mulighed for miljømæssige effekter i vandmiljøet og slam (jord) må DEHP betragtes som et muligt, miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

Dibutylphthalat

Dibutylphthalat, DBP (CAS nr. 84-74-2) er som nævnt et let nedbrydeligt, potentielt bioakkumulerbart, meget giftigt stof. Stoffet er da også påvist bioakkumulerbart i fisk (BCF (biokoncentreringsfaktor) op til 2.125) (Petersen & Pedersen, 1998), men metaboliseres hurtigt ifølge Howard (1990). Der er for vandlevende organismer påvist EC₅₀-værdier på ned til og under 1.000 m g/l (Kemikalieinspektionen, 1989). I kroniske test er der påvist effekter (NOEC, vækst) ned til 100 m g/l (AQUIRE, 1999). Dibutylphthalat har en vandopløselighed på 11.200 m g/l og en Henrys lovkonstant på 0,05 Pa · m³/mol (Howard, 1990).

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet. En umiddelbar beregning af PNEC på grundlag af principperne beskrevet i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) og NOEC-data (AQUIRE, 1999; Kemikalieinspektionen, 1989) giver et resultat på omkring 1-2 m g/l. Petersen & Pedersen (1998) foreslår en PNEC-værdi på 1 m g/l.

På baggrund af værdien for Henrys lovkonstant vil fordampningen af dibutylphthalat fra vand være af meget lille betydning. Da stoffet desuden er let nedbrydeligt og har en log K_ow på 4,72 (Howard, 1990), kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 29% nedbrydes i renseanlæg, omkring 7% ender i vandmiljøet og ca. 64% i slammet. Dibutylphthalat er ved vaskeforsøgene konstateret i vanskevandet fra fire tekstiler i mængder op til 1,1 mg/kg. Hvis det antages konservativt, at der i en husholdningsvask med et flotteforhold på 1:4 kun vaskes tekstiler, der afgiver den nævnte mængde, vil der i vaskeluden (spildevandet) være op til 280 m g dibutylphthalat pr. liter. Af denne mængde vil kun de nævnte 7% nå vandmiljøet (recipienten) efter renseanlægget. Anvendes initialfortyndingsfaktoren på 20, vil der kunne optræde en koncentration på ca. 1 m g/l i recipienten (f.eks. vandløb). Denne værdi ligger på niveau med den beregnede PNEC-værdi.

Dibutylphthalat er fundet i fire (ca. 25%) af de sytten tekstiler/vaskevandsprøver, der blev analyseret for stoffet, i koncentrationer der ligger mellem 0,44 mg/kg og de nævnte 1,1 mg/kg. Dette sammenholdt med, at husholdningsvask normalt foretages på en blanding af flere tekstiler (dvs. med og uden phthalat) gør, at koncentrationen typisk vil være en del lavere end den her anvendte ved miljørisikoberegningen (280 m g/l). Når det yderligere inddrages, at dibutylphthalat nedbrydes hurtigt i vandmiljøet under aerobe (iltrige) betingelser og nedbrydes under anaerobe (iltfattige) betingelser, i f.eks. sediment/slam (Howard, 1990), vurderes de konstaterede mængder dibutylphthalat ikke som et væsentligt miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng. Effekter i f.eks. vandløb ved direkte udledninger, som beskrevet for naphthalen, kan dog ikke udelukkes.

Butylbenzylphthalat

Butylbenzylphthalat, BBP (CAS nr. 85-68-7) er ligesom dibutylphthalat let nedbrydeligt og nedbrydes under anaerobe forhold (Howard, 1990). Stoffet er endvidere karakteriseret ved en akut og kronisk giftighed over for vandlevende organismer, der er ca. tre gange højere end dibutylphthalats (AQUIRE, 1999; IUCLID, 1996; Nikunen et al., 1990). Petersen & Pedersen (1998) foreslår en PNEC-værdi på 0,1 m g/l. BBP har en vandopløselighed på 2.690 m g/l og en Henrys lovkonstant på 0,13 Pa · m³/mol samt en log K_ow på 4,91 (Howard, 1990). Beregnes stoffets skæbne i renseanlæg i henhold til Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996), kan det i lighed med DBP’s skæbne forventes, at omkring 7% ender i vandmiljøet. BBP er ved vaskeforsøgene kun konstateret i vanskevandet fra tre tekstiler i mængder svarende til fra 0,040 mg/kg til 0,45 mg/kg. To af de målte koncentrationer ligger ca. en faktor 10 under de to lavest målte koncentrationer for DBP. De konstaterede mængder BBP vurderes derfor, i lighed med mængderne af DBP, ikke som et væsentligt, miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

7.1.3 Miljøvurdering af nonylphenolethoxylater

Nonylphenolethoxylater
Nonylphenol

Nonylphenolethoxylater, NPEO (CAS nr. 9016-45-9) er ikke let nedbrydelige (MITI, 1992), men nedbrydes både under aerobe og anaerobe forhold til nonylphenol (Kemikalieinspektionen, 1989; Damborg & Thygesen, 1991), der må betragtes som persistent i akvatisk miljø (Kemikalieinspektionen, 1989). Nonylphenol, NP (CAS nr. 104-40-5 og 25154-52-3) er desuden bioakkumulerbart (Kemikalieinspektionen, 1989) og meget giftigt for vandlevende organismer, idet der ved akutte test er påvist EC₅₀-værdier på ned til 130 m g/l (AQUIRE, 1999). I kroniske test er der påvist effekter (NOEC, forplantning) ned til 50 m g/l (AQUIRE, 1999), og stoffet er mistænkt for at udvise østrogenlignende effekter (Toppari et al., 1995).

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet. I en Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen (Samsøe-Petersen & Pedersen, 1995) er der foreslået et vandkvalitetskriterium på 1 m g/l. En umiddelbar beregning af PNEC på grundlag af principperne beskrevet i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) og NOEC-data (AQUIRE, 1999; Kemikalieinspektionen, 1989) giver et resultat på omkring 0,5-1 m g/l. Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) kan ikke bruges til at beregne skæbnen af detergenter i renseanlæg. Udenlandske (de Oude, 1992) og danske (Grüttner et al., 1996) målinger viser, at 1-10% af den mængde NPEO og NP, renseanlægget modtager, ender i vandmiljøet. Resten ender i spildevandsslammet. NPEO er ved vaskeforsøgene konstateret i vaskevandet fra tre tekstiler i mængder svarende til henholdsvis 19 mg/kg, 590 mg/kg og 35 mg/kg.

De konstaterede mængder NPEO er både lang- og kortkædede (se tabel 6.3 i kapitel 6). Antages det, at de langkædede gennemsnitligt indeholder 10 ethoxylatgrupper (10 EO) (Kemikalieinspektionen, 1989), kan det ved brug af molvægte beregnes, hvor meget de fundne mængder NPEO svarer til som NP. Denne beregning giver som resultat, at de tre ovenfor anførte koncentrationer af NPEO for de tre tekstiler svarer til henholdsvis 9,9 mg NP/kg, 380 mg NP/kg og 13 mg NP/kg. Hvis det antages konservativt, at der i en husholdningsvask med et flotteforhold på 1:4 kun vaskes tekstiler, der afgiver den højest angivne mængde (380 mg/kg), vil der i vaskeluden (spildevandet) være en mængde svarende til 9.500 m g NP pr. liter. Af denne mængde vil kun de nævnte 1-10% (her regnes med 10%) nå vandmiljøet (recipienten) efter renseanlægget. Anvendes initialfortyndingsfaktoren på 20, vil der i recipienten kunne optræde en koncentration på ca. 480 m g/l. Denne værdi er 500-1.000 gange højere end den beregnede PNEC-værdi. NPEO er fundet i tre (ca. 20%) af de sytten tekstiler/vaskevandsprøver, der blev analyseret for stoffet, i koncentrationer, der alle enkeltstående vil overskride en PNEC-værdi på 1 m g/l. Selvom husholdningsvask normalt foretages på en blanding af flere tekstiler, og koncentrationen af NPEO derfor sandsynligvis vil være lavere end de her målte, vurderes det ikke som usandsynligt, at der vil kunne optræde situationer, hvor PNEC-værdien overskrides ved husholdningsvask.

I bekendtgørelsen "Slambekendtgørelsen" (Miljø- og Energiministeriet, 1996) er der i lighed med DEHP fastsat afskæringsværdier for NP/NPEO. Den gældende værdi for NP/NPEO er 50 mg/kg slam (tørstof), og den ændres pr. 1. juli 2000 til 10 mg/kg. Ved NP/NPEO forstås i "Slambekendtgørelsen" kun nonylphenol og nonylphenolethoxylater med én (mono) og to (di) ethoxylatgrupper. Som angivet i udkast til ny spildevandsvejledning (VKI, 1997), kan det på baggrund af afskæringsværdierne beregnes, hvor høj koncentrationen af NP/NPEO skal være i det indkomne spildevand (svarende til vejledende grænseværdier), for at afskæringsværdien overskrides. Går vi ud fra, at 90-99% af den indkomne NP/NPEO ender i slammet (se ovenfor), kan der beregnes en "vejledende grænseværdi" på 13-14 m g NPEO pr. liter spildevand (2,6-2,8 m g/l efter 1. juli 2000). Ved forsøgene med simuleret husholdningsvask blev der som nævnt målt totale koncentrationer svarende til op til 95.000 m g NP/l. Medtages kun de NPEO’er, der er omfattet af "Slambekendtgørelsen", dvs. nonylphenol, nonylphenolmonoethoxylat og nonylphenoldiethoxylat, fås koncentrationer i vaskeluden svarende til henholdsvis 1.400 m g/l, 67.000 m g/l og 960 m g/l. Det er dog ikke rimeligt kun at medtage de tre nævnte, fordi de langkædede NPEO’er netop nedbrydes til disse tre i renseanlægget (Damborg & Thygesen, 1991). De ovenfor angivne værdier for den målte koncentration af NP/NPEO i vaskeluden er 70-40.000 gange højere end de "vejledende grænseværdier" beregnet på grundlag af "Slambekendtgørelsens" afskæringsværdier.

På baggrund af ovenstående vurderinger vedrørende mulighed for miljømæssige effekter i vandmiljøet og slam (jord) må NPEO betragtes som et muligt, miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

7.1.4 Miljøvurdering af carriers

Af de i alt 20 carriers, der blev fundet i de analyserede tekstiler, blev kun fem konstateret i det tilsvarende vaskevand. Det drejer sig om tetrachlorethylen, 1,2,4-trimethylbenzen, biphenyl, dimethylphthalat og diethylphthalat. De to førstnævnte blev udvasket i meget lille mængde (0,010-0,016 mg/kg) fra det ene tekstil, de hver blev fundet i. Biphenyl blev ligeledes udvasket i lille mængde (0,0008-0,002 mg/kg) men fra to tekstiler. De to phthalater blev udvasket i noget større mængder (0,037-0,13 mg/kg) fra hver ét tekstil.

Tetrachlorethylen

Tetrachlorethylen (CAS nr. 127-18-4) er ikke let nedbrydeligt og giftigt over for vandlevende organismer samt ikke bioakkumulerbart (Kemikalieinspektionen, 1989; Howard 1990). Vandkvalitetskriteriet (Miljøstyrelsen, 1996) er fastsat til 10 m g/l. Den målte mængde tetrachlorethylen i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 4 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde tetrachlorethylen. Denne koncentration ligger under vandkvalitetskriteriet, selvom der ikke er taget højde for initialfortyndingsfaktor og skæbne i renseanlæg. Da det yderligere forholder sig sådan, at stoffet kun er fundet i et enkelt tekstil, vurderes den fundne mængde tetrachlorethylen ikke som et miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

1,2,4-trimethylbezen

1,2,4-trimethylbenzen (CAS nr. 95-63-6) er et ikke let nedbrydeligt, meget giftigt, bioakkumulerbart stof (Pedersen et al., 1994). Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af data fra Pedersen et al. (1994) og AQUIRE (1999) - herunder lavest målte, akutte testværdi på 1.000 m g/l (EC₅₀, alger) - kan der umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, en PNEC-værdi for stoffet på omkring 1 m g/l. Den målte mængde trimethylbenzen i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 2,5 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde trimethylbenzen. Tages der højde for initialfortyndingsfaktoren på 20, kommer koncentrationen af trimethylbenzen ned på omkring 0,1 m g/l. Da det yderligere forholder sig sådan, at stoffet kun er fundet i ét enkelt tekstil, vurderes den fundne mængde 1,2,4-trimethylbenzen ikke som et miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

Biphenyl

Biphenyl (CAS nr. 92-52-4) er et let nedbrydeligt, meget giftigt, bioakkumulerbart stof (MITI, 1992; AQUIRE, 1999; Nikunen et al., 1990). Vandkvalitetskriteriet (Miljøstyrelsen, 1996) for stoffet er fastsat til 1 m g/l. Den højeste målte mængde biphenyl i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 0,5 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde biphenyl. Denne værdi ligger under vandkvalitetskriteriet, selvom der ikke er taget højde for initialfortyndingsfaktor og skæbne i renseanlæg. Da det yderligere forholder sig sådan, at stoffet kun er fundet i to tekstiler, vurderes den fundne mængde biphenyl ikke som et miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

Dimethylphthalat
Diethylphthalat

Dimethylphthalat, DMP (CAS nr. 131-11-3) og diethylphthalat, DEP (CAS nr. 84-66-2) er begge let nedbrydelige stoffer (Howard, 1990; MITI, 1992), hvoraf i hvert fald DMP også er nedbrydeligt under anaerobe forhold (Howard, 1990). De må begge betragtes som skadelige for vandmiljøet, idet der ved akutte test over for vandlevende organismer er påvist EC₅₀-værdier mellem 10.000 m g/l og 100.000 m g/l (AQUIRE, 1999). I kroniske test er der påvist effekter (NOEC, forplantning) ned til mellem 1.000 og 10.000 m g/l (AQUIRE, 1999, IUCLID, 1996). DMP er ikke bioakkumulerbart, mens DEP måske er svagt bioakkumulerbart (Howard, 1990; IUCLID, 1996) og er mistænkt for at udvise svage østrogenlignende effekter (Petersen & Pedersen, 1998). Der er ikke opstillet vandkvalitetskriterier for disse to stoffer, men Petersen & Pedersen (1998) foreslår PNEC-værdier på 1.000 m g/l og 10 m g/l for henholdsvis DMP og DEP. De to phthalater er i lighed med dibutylphthalat let nedbrydelige men væsentlig mindre giftige end dibutylphthalat, der er karakteriseret ved EC₅₀-værdier under 1.000 m g/l, se afsnit 7.1.2. DMP og DEP er hver fundet i vaskevandet fra ét enkelt tekstil og DEP i den højeste koncentration svarende til 0,13 mg/kg tekstil. Dibutylphthalat blev konstateret i fire vaskevandsprøver i en koncentration op til 1,12 mg/kg. Dimethylphthalat og diethylphthalat vurderes derfor som væsentligt mindre miljøproblematiske end dibutylphthalat og derfor ikke som et miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

7.1.5 Miljøvurdering af farvestoffer og pigmenter

Som det fremgår af afsnit 6.4.5 (kapitel 6), er der visuelt konstateret indhold af farvestoffer i vaskevandet i koncentrationer, der vurderes at ligge på op til 1-10 mg/l, enkelte måske højere. F.eks. er der i vaskevandsprøven fra vask af tekstil nr. 8 (kraftigt blåfarvet) målt et kobberindhold på 1,6 mg/l. Der er sandsynligvis tale om et kobberholdigt phthalocyanin-farvestof, hvor kobber antageligt udgør maksimalt 10% af molekylevægten. Antages al kobber at stamme fra farvestoffet, vil den målte kobberkoncentration altså svare til 16 mg farvestof pr. liter i vaskevandet, hvilket svarer til 32 mg farvestof pr. liter i vaskeluden.

Nedbrydelighed

Farvestoffer og pigmenter er generelt meget persistente under aerobe forhold (Pagga & Brown, 1986; Anliker & Clarke, 1980). Under anaerobe betingelser undergår en del farvestoffer primær nedbrydning, typisk reduktiv spaltning (Brown & Laboureur, 1983; Brown & Hamburger, 1987). Pigmenter nedbrydes formodentligt også men væsentligt langsommere end farvestoffer (Anliker & Clarke, 1980). Fotokemisk nedbrydning af farvestoffer i vand kan foregå men er ikke betydende (Clarke & Anliker, 1980).

Bioakkumulering

Testresultater fra bioakkumuleringsforsøg med fisk af farvestoffer og pigmenter indikerer, at de typisk ikke er bioakkumulerbare. Resultater af test på 75 farvestoffer og pigmenter (disperse-, syre-, reaktiv-, basiske, direkt- og monoazo-pigmenter) viste, at de ikke var bioakkumulerbare (Anliker et al., 1981). Undersøgelser af dispersefarvestoffer peger dog på, at flere af disse kan bioakkumuleres (Yen et al., 1989), og flere pigmenter udviser meget høje log K_ow-værdier (4-17) (Anliker & Moser, 1987). Mange af disse pigmenter vil dog sandsynligvis ikke bioakkumuleres pga. manglende biotilgængelighed (meget store molekyler med meget lav vandopløselighed) (Anliker et al., 1981; Anliker & Moser, 1987).

Giftighed

De fleste farvestoffer er ikke specielt giftige over for fisk. I undersøgelser af fisketoksicitet (Clarke & Anliker, 1980; ETAD, 1978) blev det fundet, at ud af 3.154 testede farvestofprodukter havde 98% en toksicitet, der lå over en LC₅₀-værdi på 1 mg/l, og 86% lå over 10 mg/l. I prioriteret rækkefølge skal de meget giftige og de giftige farvestoffer især findes blandt basiske farvestoffer (triphenylmethantyper), metalkompleksfarvestoffer, syrefarvestoffer og dispersefarvestoffer. Dette forhold afspejles i en opgørelse fra ETAD (1978) af fisketoksicitetsdata fra i alt 1.558 test, målt som LC₀-værdier (ingen dødelighed konstateret ved den angivne koncentration). Opgørelsen viser, at følgende angivne procenter af de testede farvestoffer inden for hver farvestofklasse har en LC₀-værdi, der er under 10 mg/l: 53% (basiske farvestoffer), 44% (metalkompleksfarvestoffer), 18% (syrefarvestoffer), 10% (dispersefarvestoffer), 5% (chromfarvestoffer, mordant), 3% (reaktivfarvestoffer), 1% (direktfarvestoffer) og 0% (kypefarvestoffer, vat). Resultater af test for hæmning af algevækst (Burg & Charest, 1980; Sigman et al., 1983; SRI, 1987) tyder på, at det overordnede, generelle billede for toksicitet af farvestoffer over for fisk ligeledes er gældende for alger. Der er ikke fundet data for test på krebsdyr.

Pigmenter er pr. definition uopløselige i vand, hvilket afspejles i den ringe vandopløselighed (typisk <1 mg/l) for 13 pigmenter beregnet af Anliker & Moser (1987). De har endvidere typisk en høj molekylevægt og er af disse grunde ikke umiddelbart biotilgængelige. De udviser derfor givetvis meget ringe giftighed over for vandlevende organismer. Dette afspejles i en opgørelse af pigmenters fisketoksicitet (ETAD, 1978), der viser, at kun ét pigment ud af 56 testede udviste en LC₀-værdi under 10 mg/l.

Azo-farvestoffer

Azo-farvestofferne Basic Red 18, Acid Blue 113 og Mordant Black 11 er alle farvestoffer, som produceres og anvendes på det europæiske marked. Der er for disse tre farvestoffer målt LC₅₀-værdier for fisk på henholdsvis 7.000, 4.000 og 6.000 m g/l (Burg & Charest, 1980). Som det fremgår af bilag 3 (tabel B3.2), udviser Acid Blue 113 forholdsvis dårlig vaskeægthed, og det kan derfor forventes, at en vis del af farvestoffet udvaskes ved husholdningsvask. Beregnes umiddelbart en PNEC-værdi for Acid Blue 113 på basis af LC₅₀-værdien og principperne i Europakommissionens risikovurderingsvejledning (EC, 1996), fås 4 m g/l. Da stoffet ikke fordamper, og det må antages ikke at blive nedbrudt under aerobe forhold, er der kun fordelingen mellem slam- og vandfase at tage hensyn til i renseanlægget. Den typiske andel af farvestoffer i spildevand, der ender i slamfasen, udgør 40-80%. Da der her er tale om et dobbelt sulfoneret syrefarvestof, vil det ligge i den lave ende (Clarke & Anliker, 1980). Antages konservativt, at der vil kunne optræde en koncentration af Acid Red 113 på 1.000 m g/l i vaskeluden, og at 50% af denne mængde ender i slammet på renseanlægget, vil der, når der tages hensyn til 20 ganges initialfortynding, kunne optræde en koncentration i recipienten på 25 m g/l. Denne værdi ligger over den beregnede PNEC-værdi. Da vi ikke kender koncentrationerne af de enkelte farvestoffer i vaskevandet, er det ikke rimeligt at tillægge en sådan risikovurdering større værdi.

Reduktiv spaltning

Som beskrevet i Miljøprojekt nr. 416 (Brarup et al., 1998) og vist ved flere nedbrydningsforsøg (bl.a. Brown & Laboureur, 1983; Brown & Hamburger, 1987) nedbrydes/spaltes azo-farvestoffer under anaerobe (reduktive) forhold til arylaminer. Anaerobe forhold (eller iltfattige forhold) optræder bl.a. ved udrådning af spildevandsslam og i sedimenter, f.eks. i søer eller fjorde. Arylaminerne dannes efter spaltning af azo-forbindelserne i farvestoffet og vil typisk være identiske med de intermediære (byggesten), der blev anvendt ved syntesen af farvestoffet. Det drejer sig bl.a. om substituerede aniliner, naphtholer og benzidiner. Azo-farvestoffer er dominerende blandt de forskellige farvestoftyper og anvendes i dominerende omfang. Dette afspejles bl.a. i, at 2/3 af alle farver (colorants) registreret med Color Index (C.I.-nummer) er azo-farvestoffer (Easton, 1995). Der er ved analyserne i nærværende projekt konstateret arylaminer i både tekstiler og vaskevand. Det er derfor meget sandsynligt, at de pågældende arylaminer indgår i de tilstedeværende farvestoffer. Vi har derfor valgt at koncentrere risikovurderingerne relateret til farvestoffer omkring de konstaterede arylaminer. Arylaminerne er vurderet i næste afsnit.

7.1.6 Miljøvurdering af arylaminer

Der er ved analyserne af de udvalgte tekstiler konstateret 14 forskellige arylaminer, og 9 af disse blev efterfølgende fundet i vaskevandet fra vask af de pågældende tekstiler (se tabel 6.5 i kapitel 6). Der blev i alt fundet arylaminer i 11 (godt 2/3) af de 16 farvede/trykte tekstiler, der blev analyseret for aminerne. Det drejer sig om substituerede aniliner og et par diphenylaminer. Arylaminerne blev udvasket i mængder svarende til 0,4-62% af den mængde, der blev fundet i det tilsvarende tekstil. Diphenylaminerne var de mest udvaskbare.

2,6-dichlor-4-nitroanilin

2,6-dichlor-4-nitroanilin (CAS nr. 99-30-9) blev konstateret i tre tekstiler men ikke i de tilsvarende vaskevandsprøver. Denne chlorerede nitroanilin indgår bl.a. i farvestofferne Disperse Brown 1 samt i Disperse Orange 5 og 30 (CHEM-BANK, 1999), hvoraf i hvert fald Disperse Orange 30 produceres og anvendes på det europæiske marked. 2,6-dichlor-4-nitroanilin er ikke let nedbrydeligt og bioakkumulerbart (Pedersen et al., 1994). Stoffet er meget giftigt, idet der er målt EC₅₀-værdier ned til 560 m g/l (AQUIRE, 1999). Stoffet har en vandopløselighed på omkring 6.300 m g/l og en Henrys lovkonstant på 0,0013 Pa · m³/mol (CHEM-BANK, 1999). Fordampning fra vand vil derfor være ubetydelig.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af data fra Pedersen et al. (1994) og AQUIRE (1999) - herunder lavest målte, akutte testværdi på 560 m g/l (LC₅₀, fisk) - kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge omkring 0,6 m g/l. Antages at der vaskes med et flotteforhold på 1:4, og at 50% af frigivet farvestof under vask ender i slammet på renseanlægget, vil der, når der tages hensyn til initialfortynding (20 gange), skulle frigives en mængde svarende til 90 m g/l i vaskeluden for at opnå en koncentration i recipienten svarende til PNEC-værdien. 2,6-dichlor-4-nitroanilin udgør f.eks. knap halvdelen (46%) af massen af Disperse Orange 30. Der skal altså optræde ca. 190 m g/l af Disperse Orange i vaskeluden for at PNEC-værdien i det her opstillede scenarium nås. Som det fremgår af afsnit 7.1.5, vil der formodentligt kunne optræde omkring 1.000-10.000 m g farvestof pr. liter i vaskeluden, f.eks. i prøve nr. 12, 20 og 23, hvor 2,6-dichlor-4-nitroanilin er konstateret i de tilsvarende tekstiler (se figur 6.1 i kapitel 6). Selvom der typisk vil være tale om en blanding af flere farvestoffer, og 2,6-dichlor-4-nitroanilin "kun" er konstateret i 3 tekstiler (3 ud af 16, knap 20%), vurderes det ikke umiddelbart som urealistisk, at den estimerede PNEC-værdi i få tilfælde vil kunne overskrides. Det skal bemærkes, at farvestoffer indeholdende 2,6-dichlor-4-nitroanilin (som azo-forbindelse) først skal udsættes for anaerobe forhold (f.eks. i renseanlæg eller søsedimenter), før stoffet frigives.

2-brom-6-chlor-4-nitroanilin

Det er ikke fundet relevante data til en risikovurdering af 2-brom-6-chlor-4-nitroanilin (CAS nr. 99-29-6), som er fundet i vaskevandet fra et enkelt tekstil i en koncentration svarende til 0,345 mg/kg.

2-chlor-4-nitroanilin

2-chlor-4-nitroanilin (CAS nr. 121-87-9) er konstateret i fem tekstiler og i vaskevandet fra én af disse i en koncentration svarende til 0,312 mg/kg. Denne anilin forekommer som azo-forbindelse i disperse- og basiske farver, f.eks. Disperse Red 65 og Basic Red 18, hvoraf i hvert fald Basic Red 18 produceres og anvendes på det europæiske marked. Stoffet er hverken let eller inherent nedbrydeligt (IUCLID, 1996) og nedbrydes i lighed med de fleste andre arylaminer (Brown & Hamburger, 1987) ikke under anaerobe forhold (CHEM-BANK, 1999). Stoffet må betragtes som ikke potentielt bioakkumulerbart (log K_ow = 2,3 (IUCLID, 1996)) og giftigt, idet der er målt EC₅₀-værdier på mellem ca. 2.000 m g/l og 10.000 m g/l over for akvatiske organismer (AQUIRE, 1999; IUCLID, 1996). 2-chlor-4-nitroanilin er tildelt klassificeringen R51/53 i Miljøstyrelsens liste over farlige stoffer (Miljø- og Energiministeriet, 1997). Stoffet har en vandopløselighed på omkring 230.000 m g/l. Henrys lovkonstant andrager 0,0016 Pa · m³/mol (CHEM-BANK, 1999), og fordampning fra vand vil derfor være ubetydelig.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af data fra målt akut og kronisk toksicitet over for vandlevende organismer (IUCLID, 1996; AQUIRE, 1999) - herunder lavest målte, akutte testværdi på 1.800 m g/l (EC₅₀, dafnie) - kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge i området 2-32 m g/l. Den målte mængde 2-chlor-4-nitroanilin i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 78 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde 2-chlor-4-nitroanilin. Da stoffet har en Henrys lovkonstant på 0,0016 Pa · m³/mol, ikke er inherent nedbrydeligt og har en log K_ow på 2,3, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 0% nedbrydes i renseanlæg, omkring 4% ender i slammet og resten ender i vandmiljøet. Tages der yderligere hensyn til 20 ganges initialfortynding, vil der i recipienten kunne optræde en koncentration på 3,7 m g/l. Denne koncentration ligger inden for det estimerede interval for PNEC-værdien. Inddrages det forhold, at 2-chlor-4-nitroanilin er konstateret i 5 ud af 16 analyserede tekstiler (godt 30%), og der derfor sandsynligvis er farvestoffer tilstede her, der under reduktiv spaltning (anaerob nedbrydning) frigiver stoffet, kan det ikke udelukkes, at PNEC-værdien vil kunne overskrides.

2-cyano-4-nitroanilin

Det er ikke fundet relevante data til en risikovurdering af 2-cyano-4-nitroanilin (CAS nr. 17420-30-3), som er fundet i et enkelt tekstil men ikke i dets vaskevand.

4-chlor-2-nitroanilin

4-chlor-2-nitroanilin (CAS nr. 89-63-4) er konstateret i et enkelt tekstil men ikke i det tilsvarende vaskevand. Denne anilin forekommer som azo-forbindelse i pigmenter og farvestoffer, herunder Hansa gule, bl.a. Pigment Yellow 2, 3 og 73 samt Pigment Red 6. Stoffet er ikke let nedbrydeligt (MITI, 1992) og antageligt, som det lignende stof 2-chlor-4-nitroanilin, heller ikke inherent nedbrydeligt eller nedbrydeligt under anaerobe forhold. 4-chlor-2-nitroanilin må betragtes som ikke potentielt bioakkumulerbart (log K_ow = 2,64, (CHEM-BANK, 1999)) og meget giftigt, idet der er målt EC₅₀-værdier på ned til 1.000 m g/l over for fisk (AQUIRE, 1999). I kroniske test er koncentrationen, hvor der netop ikke observeres effekter, bestemt til 630 m g/l (NOEC, dafnie). Henrys lovkonstant andrager ifølge CHEM-BANK (1999) 0,00000037 Pa · m³/mol, hvilket virker som urealistisk lav. En modelberegnet værdi (EPIWIN, 1994/95) andrager 0,0016-0,012 Pa · m³/mol og virker mere realistisk set i forhold til værdien for 2-chlor-4-nitroanilin. På baggrund af denne værdi vil fordampning fra vand af 4-chlor-2-nitroanilin være ubetydelig.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af data fra målt akut og kronisk toksicitet over for vandlevende organismer (IUCLID, 1996; Roth, 1994) - herunder lavest målte, akutte testværdi på 1.000 m g/l (LC₅₀, fisk) - kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge i området 1 m g/l. Antages at der vaskes med et flotteforhold på 1:4, og at 50% af frigivet farvestof (indeholdende 4-chlor-2-nitroanilin som azo-forbindelse) under vask ender i slammet på renseanlægget, vil der, når der tages hensyn til initialfortynding (20 gange), skulle frigives en mængde svarende til 160 m g/l i vaskeluden, for at PNEC-værdien nås i recipienten. Hvis det antages, at 4-chlor-2-nitroanilin udgør omkring halvdelen af massen af et farvestof, der indeholder stoffet som azo-forbindelse, skal der altså optræde ca. 320 m g/l af dette farvestof i vaskeluden, for at PNEC-værdien i det her opstillede scenarium nås. Som det fremgår af afsnit 7.1.5, vil der formodentligt kunne optræde omkring 1.000-10.000 m g farvestof pr liter i vaskeluden. Vaskevandet fra prøve nr. 21 (se figur 6.1 i kapitel 6), hvori 4-chlor-2-nitroanilin er fundet, er dog kun svagt farvet (uklar). Sammenholdes dette med, at der typisk vil være tale om en blanding af flere farvestoffer, og at 2,6-dichlor-4-nitroanilin "kun" er konstateret i ét tekstil (1 ud af 16, godt 6%), vurderes det ikke umiddelbart på dette grundlag som realistisk, at den estimerede PNEC-værdi vil kunne overskrides.

4-methyl-3-nitroanilin

4-methyl-3-nitroanilin (CAS nr. 119-32-4) er konstateret i to tekstiler og i vaskevandet fra begge i koncentrationer svarende til 0,104 mg/kg og 0,168 mg/kg. På baggrund af en estimeret log K_ow på 2,02 (EPIWIN, 1994/95) må stoffet betragtes som ikke potentielt bioakkumulerbart. Da stoffet endvidere er tildelt klassificeringen R51/53 i Miljøstyrelsens liste over farlige stoffer (Miljø- og Energiministeriet, 1997), er det givetvis ikke let nedbrydeligt. Dette tyder modelberegninger af dets bionedbrydelighed da også på (EPIWIN, 1994/95). Stoffet er, som klassificeringen angiver (R51), giftigt over for vandlevende organismer, og der er målt akutte EC₅₀-værdier ned til 5.000 m g/l (fisk) (AQUIRE, 1999). En modelberegnet værdi for Henrys lovkonstant (EPIWIN, 1994/95) andrager 0,0020 Pa · m³/mol, og på baggrund af denne værdi vil fordampning fra vand af 4-methyl-3-nitroanilin være ubetydelig.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af data fra målt akut toksicitet over for fisk (EC₅₀ = 5.000 m g/l) kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge omkring 5 m g/l. Den højest målte mængde 4-methyl-3-nitroanilin i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 42 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde af stoffet. Da stoffet har en Henrys lovkonstant på 0,0020 Pa · m³/mol, en log K_ow på 2,02 og antages ikke at være inherent nedbrydelig, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 0% nedbrydes i renseanlæg, omkring 1% tilføres slammet, og resten ender i vandmiljøet. Tages der yderligere hensyn til 20 ganges initialfortynding, vil der i recipienten kunne optræde en koncentration på 2,1 m g/l. Denne koncentration ligger under den estimerede PNEC-værdi. Sammenholdes dette med, at der typisk vil være tale om en blanding af flere farvestoffer, og at 4-methyl-3-nitroanilin "kun" er konstateret i to tekstiler (2 ud af 16, godt 10%), vurderes det ikke umiddelbart som realistisk, at den estimerede PNEC-værdi alene på denne baggrund vil kunne overskrides. Det skal dog bemærkes, at de to vaskevandsprøver (nr. 5 og 6), hvor 4-methyl-3-nitroanilin er konstateret, er farvet, og der derfor sandsynligvis er farvestoffer tilstede her, der under reduktiv spaltning (anaerob nedbrydning) frigiver stoffet, og det kan derfor ikke udelukkes, at PNEC-værdien vil kunne overskrides.

6-brom-2,4-dinitroanilin

6-brom-2,4-dinitroanilin (CAS nr. 1817-73-8) er konstateret i tre tekstiler og i vaskevandet fra det ene i en koncentration svarende til 0,329 mg/kg. Stoffet indgår som azo-forbindelse i bl.a. Disperse Violet 7 og 24 (CHEM-BANK, 1999) samt Disperse Blue 79 (Weber & Adams, 1995). Det er målt, at det kun tager fra minutter til timer i iltfattigt sediment for halvdelen af den tilstedeværende Disperse Blue 79 at fraspalte 6-brom-2,4-dinitroanilin, som angives at være toksisk og mutagent (Weber & Adams, 1995). Det er ikke fundet relevante data til en risikovurdering af 6-brom-2,4-dinitroanilin.

6-chlor-2,4-dinitroanilin

Der er ikke fundet relevante data for en risikovurdering af 6-chlor-2,4-dinitroanilin (CAS nr. 3531-19-9). Stoffet er konstateret i to tekstiler men ikke i det tilsvarende vaskevand.

6-methyl-3-nitroanilin

6-methyl-3-nitroanilin (CAS nr. 99-55-8) er konstateret i to tekstiler og i vaskevandet fra begge i koncentrationer svarende til 9,65 mg/kg og 2,89 mg/kg. Det indgår som azo-forbindelse i pigmenter og farvestoffer, bl.a. Pigment Red 22 (CHEM-BANK, 1999). Log K_ow for stoffet er 1,96 (CHEM-BANK, 1999), og det må derfor betragtes som ikke potentielt bioakkumulerbart. Da stoffet endvidere er tildelt klassificeringen R51/53 i Miljøstyrelsens liste over farlige stoffer (Miljø- og Energiministeriet, 1997), er det givetvis ikke let nedbrydeligt, hvilket nedbrydningsdata fra CHEM-BANK (1999) ligeledes tyder kraftigt på. Stoffet er, som klassificeringen angiver (R51), giftigt over for vandlevende organismer, og der er målt akutte EC₅₀-værdier ned til 5.100 m g/l (krebsdyr) (AQUIRE, 1999). En modelberegnet værdi for Henrys lovkonstant (EPIWIN, 1994/95) andrager 0,0020 Pa · m³/mol, og på baggrund af denne værdi vil fordampning fra vand af stoffet være ubetydelig.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af data fra målt akut toksicitet over for krebsdyr (EC₅₀ = 5.100 m g/l) kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge omkring 5 m g/l. Den højest målte mængde

i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 2.490 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde af stoffet. Da stoffet har en Henrys lovkonstant på 0,0020 Pa · m³/mol, en log K_ow på 1,96 og antages ikke at være inherent nedbrydeligt, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 0% nedbrydes i renseanlæg, omkring 1% tilføres slammet, og resten ender i vandmiljøet. Tages der yderligere hensyn til 20 ganges initialfortynding, vil der i recipienten kunne optræde en koncentration på 123 m g/l. Denne koncentration ligger ca. en faktor 25 over den estimerede PNEC-værdi. Selvom der typisk vil være tale om en blanding af flere farvestoffer, og 6-methyl-3-nitroanilin "kun" er konstateret i 2 tekstiler (2 ud af 16, knap 10%), vurderes det umiddelbart som realistisk, at den estimerede PNEC-værdi vil kunne overskrides. Det skal endvidere bemærkes, at de to vaskevandsprøver (nr. 5 og 6), hvor 6-methyl-3-nitroanilin er konstateret, er farvet, og der derfor sandsynligvis er farvestoffer tilstede her, der under reduktiv spaltning (anaerob nedbrydning) frigiver stoffet.

m-nitroanilin

m-nitroanilin (CAS nr. 99-09-2) er konstateret i ét enkelt tekstil men ikke i det tilhørende vaskevand. Stoffet er en diazo-komponent (Fast Orange) og indgår i bl.a. Disperse Yellow 5 og Acid Orange 18. Stoffet er ikke let nedbrydeligt (MITI, 1992) og ikke inherent nedbrydeligt (CHEM-BANK, 1999). Log K_ow er 1,37 (Verschueren, 1997), og stoffet må derfor betragtes som ikke potentielt bioakkumulerbart. m-nitroanilin er tildelt klassificeringen R52/53 i Miljøstyrelsens liste over farlige stoffer (Miljø- og Energiministeriet, 1997) og må derfor karakteriseres som skadeligt over for vandlevende organismer. Der er målt EC₅₀-værdier på 82.000 m g/l over for fisk (AQUIRE, 1999). Henrys lovkonstant andrager ifølge CHEM-BANK (1999) 0,0007 Pa · m³/mol. På baggrund af denne værdi vil fordampning fra vand af m-nitroanilin være ubetydelig.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af den akutte testværdi på 82.000 m g/l (LC₅₀, fisk) - kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge i området 82 m g/l. Da denne PNEC-værdi er ca. 16 gange højere end den estimerede PNEC-værdi for 4-methyl-3-nitroanilin og øvrige forhold omkring f.eks. skæbne i renseanlæg vil svare til de beregnede for 4-methyl-3-nitroanilin (se ovenstående), vurderes det som urealistisk, at den estimerede PNEC-værdi for m-nitroanilin vil kunne overskrides.

p-chloranilin

p-chloranilin (CAS nr. 106-47-8) er konstateret i to tekstiler og i deres tilhørende vaskevand i koncentrationer svarende til 0,152 mg/kg og 0,651 mg/kg. Stoffet indgår som azo-komponent i pigmenter og farvestoffer, bl.a. Vat Red 32 og Pigment Green 10 (CHEM-BANK, 1999). p-chloranilin må vurderes til ikke let nedbrydeligt, selvom der er modstridende testresultater (Roth, 1994 ; Kemikalieinspektionen, 1989 ; CHEM-BANK, 1999). Log K_ow for stoffet er 1,83 (Verschueren, 1997), og stoffet er derfor ikke potentielt bioakkumulerbart. Det er meget giftigt, idet der ved akutte test er påvist EC₅₀-værdier på 50 m g/l (AQUIRE, 1999) over for krebsdyr. I kroniske test er den koncentration, hvor der lige netop ikke er konstateret effekter (NOEC, forplantning, krebsdyr) målt ned til og under 10 m g/l (AQUIRE, 1999; Kemikalieinspektionen, 1989). Stoffet har en vandopløselighed på omkring 3,9 g/l (3.900.000 m g/l) og en Henrys lovkonstant på 1,2 Pa · m³/mol (CHEM-BANK, 1999).

Vandkvalitetskriteriet for p-chloranilin er i Miljøstyrelsens "Bekendtgørelse om kvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af visse farlige stoffer til vandløb, søer eller havet" (Miljøstyrelsen, 1996) fastsat til 10 m g/l. På baggrund af værdien for Henrys lovkonstant må der forventes en betydende fordampning. Det skal endvidere bemærkes, at stoffet fotooxideres til bl.a. 4-chlornitrobenzen under iltrige forhold i f.eks. overfladevand (halveringstid 0,4 timer (CHEM-BANK, 1999)). Hvis det antages, at stoffet er inherent nedbrydeligt, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 40% nedbrydes i renseanlæg, omkring 58% ender i vandmiljøet og ca. 1% i slammet, resten fordamper. Den højest målte mængde p-chloranilin i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 163 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde af stoffet. Indregnes at 58% vil gå igennem renseanlægget uændret, og tages der yderligere hensyn til 20 ganges initialfortynding, vil der i recipienten kunne optræde en koncentration på ca. 5 m g/l. Denne koncentration ligger under det angivne vandkvalitetskriterium. Da der typisk vil være tale om en blanding af flere farvestoffer, og p-chloranilin "kun" er konstateret i 2 tekstiler (2 ud af 16, godt 10%), samt at man må forvente en vis fordampning af stoffet i kloaksystemet, vurderes det umiddelbart som urealistisk, at vandkvalitetskriteriet vil kunne overskrides. Det skal dog bemærkes, at de to vaskevandsprøver (nr. 5 og 6), hvor p-chloranilin er konstateret, er farvet, og der derfor sandsynligvis er farvestoffer tilstede her, der under reduktiv spaltning (anaerob nedbrydning) frigiver stoffet.

p-nitroanilin

p-nitroanilin (CAS nr. 100-01-6) er konstateret i tre tekstiler og i to af de tilhørende vaskevandsprøver i koncentrationer svarende til 0,553 mg/kg og 0,713 mg/kg. Stoffet indgår som azo-komponent i pigmenter og farvestoffer, f.eks. Pigment Red 1, Acid Violet 3, Acid Green 20 og Direct Yellow 44 (CHEM-BANK, 1999). p-Nitroanilin er ikke let nedbrydeligt (MITI, 1992), men inherent bionedbrydeligt (IUCLID, 1996). p-nitroanilin er tildelt klassificeringen R52/53 i Miljøstyrelsens liste over farlige stoffer (Miljø- og Energiministeriet, 1997) og må derfor karakteriseres som skadeligt for vandlevende organismer. Der er målt EC₅₀-værdier på 24.000 m g/l over for krebsdyr (Verschueren, 1997). Log K_ow for stoffet er 1,4 (IUCLID, 1996), og stoffet er derfor ikke potentielt bioakkumulerbart. Stoffet har en vandopløselighed på omkring 0,7 g/l (700.000 m g/l) og en Henrys lovkonstant på 0,0018 Pa · m³/mol (CHEM-BANK, 1999). På baggrund af sidstnævnte værdi vil fordampning være ubetydelig.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af den akutte testværdi på 24.000 m g/l (LC₅₀, fisk) - kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge omkring 24 m g/l. Da stoffet er inherent nedbrydeligt, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 41% nedbrydes i renseanlæg, og omkring 59% ender i vandmiljøet. Intet ender i slam eller fordamper. Den højest målte mængde p-nitroanilin i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 178 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde af stoffet. Indregnes at 59% vil gå igennem renseanlægget uændret, og tages der yderligere hensyn til 20 ganges initialfortynding, vil der i recipienten kunne optræde en koncentration på ca. 5 m g/l. Denne koncentration ligger omkring en faktor fem under den estimerede PNEC-værdi. Da der typisk vil være tale om en blanding af flere farvestoffer, og p-nitroanilin "kun" er konstateret i 3 tekstiler (3 ud af 16, knap 20%), vurderes det umiddelbart som urealistisk, at den estimerede PNEC-værdi vil kunne overskrides. Det skal dog bemærkes, at af de tre vaskevandsprøver (nr. 21, 22 og 23), hvor p-nitroanilin er konstateret, er de to kun svagt farvede (uklare), mens den tredje er kraftigt farvet. Det er derfor sandsynligt, at der (især i prøve nr. 23) er farvestoffer tilstede, der under reduktiv spaltning (anaerob nedbrydning) frigiver p-nitroanilin.

Diphenylamin

Diphenylamin (CAS nr. 122-39-4) er egentlig ikke en arylamin. Det består af anilin (benzenamin), hvor aminogruppen er bundet til phenyl og benævnes derfor også N-phenyl-benzenamin. Stoffet anvendes ved produktion af farvestoffer (CHEM-BANK, 1999), men frigives ikke på samme måde (ved reduktiv spaltning af azo-forbindelse) som de ovenfor beskrevne arylaminer. Det er fundet i et enkelt tekstil og i et tilhørende vaskevand i en koncentration svarende til 0,962 mg/kg. Diphenylamin er ikke let nedbrydeligt (MITI, 1992). Log K_ow for stoffet er 3,5 (Verschueren, 1997), og det må derfor betragtes som potentielt bioakkumulerbart. Der er dog ved bioakkumuleringsforsøg på fisk (AQUIRE, 1999) målt en biokoncentrationsfaktor på 30, og stoffet må, da denne faktor er under 100, betragtes som ikke bioakkumulerbart. Diphenylamin er tildelt klassificeringen R50/53 i Miljøstyrelsens liste over farlige stoffer (Miljø- og Energiministeriet, 1997). Stoffet er, som klassificeringen angiver (R50), meget giftigt over for vandlevende organismer, og der er målt akutte LC₅₀-værdier ned til 1.000 m g/l (fisk) (Roth, 1994). Hvad angår kroniske test, er det for dafniers reproduktion målt, at en koncentration på 160 m g/l (NOEC-værdi) lige netop ikke gav nogle effekter (IUCLID, 1996). En modelberegnet værdi for Henrys lovkonstant (EPIWIN, 1994/95) andrager 0,11 Pa · m³/mol, og på baggrund af denne værdi vil fordampning af stoffet fra vand kun have lille betydning.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af de ovenfor anførte data for akut og kronisk toksicitet kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge omkring 1-2 m g/l. Murín et al. (1997) anvender en PNEC-værdi på 3,2 m g/l for stoffet. Den målte mængde diphenylamin i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 5.600 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde af stoffet. Da stoffet har en Henrys lovkonstant på 0,11 Pa · m³/mol, en log K_ow på 3,5 og antages ikke at være inherent nedbrydeligt, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 0% nedbrydes i renseanlæg, omkring 26% tilføres slammet, og resten ender i vandmiljøet. Tages der yderligere hensyn til 20 ganges initialfortynding, vil der i recipienten kunne optræde en koncentration på 207 m g/l. Denne koncentration ligger en faktor 100-200 over den estimerede PNEC-værdi. Diphenylamin er kun fundet i ét tekstil (knap 10%) af de 11 tekstiler/vaskevandsprøver, der blev analyseret for stoffet. Selvom husholdningsvask normalt foretages på en blanding af flere tekstiler, og koncentrationen af diphenylamin derfor sandsynligvis vil være lavere end de her målte, vurderes det som sandsynligt, at der vil kunne optræde situationer, hvor PNEC-værdien overskrides ved husholdningsvask. Denne vurdering støttes af det forhold, at silke (diphenylamin blev fundet i en silkepyjamas) i mange tilfælde sandsynligvis vaskes separat (skånevask/håndvask).

Methyldiphenylaminer

Der er ikke fundet relevante data for en risikovurdering af methyldiphenylaminer (ortho-, meta-, para-). Stofgruppen er konstateret i ét tekstil og i det tilsvarende vaskevand.

Frigivelse af arylaminer

40-80% af de farvestoffer, der via spildevand tilføres offentlige renseanlæg, vil, som anført i afsnit 7.1.5, ende i slammet på renseanlægget. Under anaerob udrådning af slammet eller under iltfattige forhold i beluftningstanke (i forbindelse med denitrifikation), vil der foregå reduktiv spaltning af azo-forbindelser og hermed frigivelse af arylaminer til vandfasen. Som tidligere beskrevet, og som gældende for alle de ovenfor behandlede, er mange arylaminer ikke let nedbrydelige, flere er ikke inherent nedbrydelige og de fleste er ikke nedbrydelige under anaerobe forhold. Det er derfor meget sandsynligt, at en stor del af de frigivne arylaminer via vandet fra afvanding af slam eller direkte via frigivelse i beluftningstankene, vil ende i recipienten.

På baggrund af disse forhold samt risikovurderingerne af de ovenstående enkelte arylaminer må udvaskningen af arylaminer og farvestoffer fra tekstiler under husholdningsvask betragtes som et sandsynligt miljømæssigt problem.

7.1.7 Miljøvurdering af toluendiisocyanat

Den substituerede toluen 2,4-toluendiisocyanat blev konstateret i to tekstiler ud af de 17, hvor der blev analyseret for stoffet. 2,4-toluendiisocyanat blev desuden fundet i én tilsvarende vaskevandsprøve i mængder svarende til 0,162 mg/kg, hvilket svarer til en udvaskning på 0,3%.

2,4-toluendiisocyanat

(2,4-TDI)

2,4-toluendiisocyanat (2,4-TDI) (CAS nr. 584-84-9) er ikke let nedbrydeligt, har en log K_ow på 0,21 (Pedersen et al., 1994) og må derfor betegnes som ikke potentielt bioakkumulerbart. Stoffet må umiddelbart betegnes som skadeligt for vandmiljøet, idet der er målt en akut EC₅₀-værdi på 12.000 m g/l for dafnier.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af data fra Pedersen et al. (1994) - herunder den angivne lavest målte akut testværdi på 12.000 m g/l - kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge omkring 12 m g/l. Den målte mængde 2,4-TDI i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 41 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde 2,4-TDI. Tages der højde for initialfortyndingsfaktoren på 20, kommer koncentrationen af 2,4-TDI ned på omkring 2 m g/l. Denne værdi er en faktor 6 under den estimerede PNEC-værdi, uden at der er taget hensyn til skæbnen i renseanlægget. Det skal desuden bemærkes, at 2,4-TDI reagerer med stoffer indeholdende aktivt hydrogen, som f.eks. vand, og hydrolyseres i lave koncentrationer til toluendiamin (i løbet at én dag) - mens det ved høje koncentrationer primært vil polymeriserer (Howard, 1989; CHEM-BANK, 1999). Da det yderligere forholder sig sådan, at stoffet kun er fundet i to tekstiler (ét med givetvis polyurethanbelægning og ét med PVC-tryk), vurderes den fundne mængde 2,4-TDI ikke som et miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

7.1.8 Miljøvurdering af nitrotoluen

Den substituerede toluen p-nitrotoluen blev konstateret i to tekstiler ud af de 17, hvor der blev analyseret for stoffet. p-Nitrotoluen blev desuden fundet i én tilsvarende vaskevandsprøve i mængder svarende til 0,016 mg/kg, hvilket svarer til en udvaskning på 0,3%.

p-nitrotoluen

p-nitrotoluen (CAS nr. 99-99-0) indgår bl.a. ved fremstilling af råvare til farvestofproduktion. Det er ikke let nedbrydeligt (MITI, 1992) men inherent bionedbrydeligt (IUCLID, 1996). Log K_ow for stoffet er 2,4, og der er ved bioakkumuleringsforsøg målt BCF-værdier op til 37 (Howard, 1989). Stoffet må derfor betragtes som ikke bioakkumulerbart. p- nitrotoluen er tildelt klassificeringen R51/53 i Miljøstyrelsens liste over farlige stoffer (Miljø- og Energiministeriet, 1997). Stoffet er, som klassificeringen angiver (R51), giftigt over for vandlevende organismer, og der er målt akutte LC₅₀-værdier ned til 7.500 m g/l (krebsdyr) (AQUIRE, 1999). Hvad angår kroniske test, er det for dafniers reproduktion målt, at en koncentration på 700 m g/l (NOEC-værdi) lige netop ikke gav nogle effekter (IUCLID, 1996). Henrys lovkonstant andrager 5,1 Pa · m³/mol, og på baggrund af denne værdi vil fordampning fra vand af stoffet være betydende.

7.1.9 Miljøvurdering af benzensulfonamider

Der er i alt fundet tre benzensulfonamider i de analyserede tekstiler. Af disse er N-butylbenzensulfonamid fundet i fire tekstiler og i de tilsvarende vaskevandsprøver i mængder svarende op til godt 55 mg/kg. N-ethyltoluensulfonamid er kun fundet i ét tekstil og i den tilsvarende vaskevandsprøve i en mængde svarende til 7,53 mg/kg. Det tredje stof, N-methyltoluensulfonamid, er ligeledes kun fundet i ét tekstil og den tilsvarende vaskevandsprøve i en mængde svarende til 3,13 mg/kg. For alle tre stoffer er der målt udvaskningsprocenter over 100% (op til 200%), hvilket kunne tyde på, at stofferne kan blive dannet (fraspaltes) under husholdningsvask.

N-butylbenzensulfonamid

N-butylbenzensulfonamid har CAS nr. 3622-84-2. Der er ikke fundet relevante data til en risikovurdering af stoffet. Der er dog angivet en koncentration på 5 mg/l for stress på fisk i AQUIRE (1999). Resultater af modelberegninger (QSARs) (EPIWIN, 1994/95) indikerer, at stoffet ikke er let nedbrydeligt, ikke potentielt bioakkumulerbart, og at fordampning fra vand ikke vil være særligt betydende. Stoffet er fundet i rimeligt høje koncentrationer, svarende til max. 14 mg/l i vaskeluden. Antages konservativt at stoffet går igennem renseanlægget uændret, vil der i recipienten, når der tages hensyn til initialfortynding på 20 gange, kunne optræde en koncentration på 0,7 mg/l. Det vurderes ikke som usandsynligt, at PNEC-værdien for stoffet vil kunne ligge under 0,7 mg/l. Det kan derfor ikke udelukkes, at stoffet kan være et miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

N-ethyltoluensulfonamid
N-methyltoluensulfonamid

Der er ikke fundet relevante data for en risikovurdering af N-ethyltoluensulfonamid og N-methyltoluensulfonamid.

7.1.10 Miljøvurdering af polycykliske forbindelser

Af de fire konstaterede polycykliske forbindelser i de 17 analyserede tekstiler blev kun to fundet i de tilhørende vaskevandsprøver. Det drejer sig om acridin og isoquinolin, der henholdsvis blev konstateret i ét enkelt og i to tekstiler. De blev desuden hver fundet i én tilsvarende vaskevandsprøve i mængder svarende til henholdsvis 0,409 mg/kg og 0,024 mg/kg, hvilket svarer til en udvaskning på henholdsvis 8% og 2,4%.

Acridin

Acridin (CAS nr. 260-94-6) bruges ved produktion af farvestoffer (intermediær) og indgår i bl.a. Acridin Orange (Solvent Orange 15). Stoffet er ikke inherent nedbrydeligt og derfor heller ikke let nedbrydeligt (CHEM-BANK, 1999). Let nedbrydelighed er dog påvist under anaerobe forhold (CHEM-BANK, 1999). Log K_ow for stoffet er ca. 3,5 (Verschueren, 1997). Der er målt biokoncentrationsfaktorer (BCF) i fisk på op til 125, og det må derfor betragtes som bioakkumulerbart. Der er målt akutte EC₅₀-værdier ned til 220 m g/l (algevækst) (AQUIRE, 1999), og stoffet må derfor betegnes som meget giftigt. Hvad angår kroniske test, er der for krebsdyrs reproduktion rapporteret flere resultater om effekter i området 300-800 m g/l (to resultater helt nede på 0,4 m g/l og 0,8 m g/l) (AQUIRE, 1999). En modelberegnet værdi for Henrys lovkonstant (EPIWIN, 1994/95) andrager 0,04 Pa · m³/mol, og på denne baggrund vil fordampning af stoffet fra vand ikke være betydende.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af de ovenfor anførte data for akut og kronisk toksicitet kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge omkring 0,2 m g/l. Den målte mængde acridin i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 102 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde af stoffet. Da stoffet har en Henrys lovkonstant på 0,04 Pa · m³/mol, en log K_ow på 3,5 og ikke er inherent nedbrydeligt, kan det ifølge Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) forventes, at omkring 0% nedbrydes i renseanlæg, omkring 26% tilføres slammet, og resten ender i vandmiljøet. Tages der yderligere hensyn til 20 ganges initialfortynding, vil der i recipienten kunne optræde en koncentration på 3,8 m g/l. Denne koncentration ligger næsten en faktor 20 over den estimerede PNEC-værdi. Acridin er kun fundet i ét tekstil (godt 5%) af de 17 tekstiler/vaskevandsprøver, der blev analyseret for stoffet. Selvom husholdningsvask normalt foretages på en blanding af flere tekstiler, og koncentrationen af acridin derfor sandsynligvis vil være lavere end de her målte, vurderes det ikke som helt usandsynligt, at der vil kunne optræde situationer, hvor PNEC-værdien overskrides ved husholdningsvask. Denne vurdering støttes af det forhold, at silke (acridin blev fundet i en silkepyjamas) i mange tilfælde sandsynligvis vaskes separat (skånevask/håndvask).

Isoquinolin

Isoquinolin har CAS nr. 119-65-3. Quinolin (en isomer af isoquinolin) indgår ved produktion af farvestoffer (CHEM-BANK, 1999). Quinolin er ikke let nedbrydeligt (MITI, 1992) men inherent nedbrydeligt (CHEM-BANK, 1999), hvilket antages ligeledes at gælde for isoquinolin. Log K_ow for isoquinolin er ca. 2,1 (EPIWIN, 1994/95; CHEM-BANK, 1999), og der er målt biokoncentrationsfaktorer (BCF) i fisk for quinolin på 8 (CHEM-BANK, 1999). Isoquinolin må derfor betragtes som ikke bioakkumulerbart. Der er målt akutte EC₅₀-værdier ned til 8.800 m g/l (algevækst) (AQUIRE, 1999), og stoffet må derfor betegnes som giftigt. En modelberegnet værdi for Henrys lovkonstant (EPIWIN, 1994/95) andrager 0,04 Pa · m³/mol, og på denne baggrund vil fordampning af stoffet fra vand ikke være betydende.

Der er ikke opstillet noget vandkvalitetskriterium for stoffet, men på grundlag af de ovenfor anførte data for akut toksicitet kan det umiddelbart på basis af principperne i Europakommissionens Vejledning i risikovurdering (EC, 1996) beregnes, at en PNEC-værdi for stoffet vil ligge omkring 8,8 m g/l. Den målte mængde isoquinolin i vaskevandet ved den simulerede husholdningsvask vil svare til en koncentration på op til 6 m g/l i vaskeluden fra en husholdningsvask med flotteforhold 1:4, hvis der kun vaskes tekstiler, der alle afgiver den målte mængde af stoffet. Denne værdi ligger under den estimerede PNEC-værdi, før der er taget hensyn til initialfortynding, skæbne i renseanlæg mm. Den konstaterede mængde isoquinolin vurderes derfor ikke som et miljømæssigt problem i nærværende sammenhæng.

7.1.11 Miljøvurderdering af substituerede benzener

Ingen af de fire fundne substituerede benzener i de analyserede tekstiler blev genfundet i de tilsvarende vaskevandsprøver. De er derfor ikke risikovurderet.

7.1.12 Miljøvurdering af metaller

På nær kviksølv blev alle de metaller, der blev konstateret i tekstilerne, også fundet i vaskevandsprøverne. I tabel 7.1 er de fundne koncentrationer i vaskeluden sammenlignet med vejledende grænseværdier (kvalitetskriterier ganget med 10) fra Miljøstyrelsens Spildevandsvejledning (Miljøstyrelsen, 1994; VKI, 1997). For de metaller, der mangler danske, vejledende grænseværdier, er der brugt hollandske vandkvalitetskriterier (MPC’er: Maximum Permissible Concentration) (RIVM, 1999), som i lighed med de danske er ganget med en faktor 10 for at nå frem til vejledende grænseværdier, også benævnt udlederkravværdier.

Tabel 7.1
Sammenligning af metalkoncentrationer i vaskelud med vejledende grænseværdier

Metal	Vejledende grænse- værdier (mg/l)	Max. koncen- tration i vaskelud (mg/l)	Max. faktor hvor med grænseværdi overskrides	Tekstiler hvis vaskelud over- skrider grænse- værdi (faktor i parentes)
Barium (Ba)	2 *	0,5	i.o.	i.
Cobalt (Co)	0,03 *	1,1	36	13 (36)
Chrom (Cr)	0,3	6,8	23	13 (5,1); 16 (23); 17 (4,2)
Kobber (Cu)	0,5	3,2	6,4	8 (6,4)
Kviksølv (Hg)	0,003	< 0,001	i.o.	i.
Nikkel (Ni)	0,25	0,46	1,8	6 (1,8); 10 (1,1)
Zink (Zn)	3,0	26	8,7	10 (1,4); 15 (8,7); 17 (1,8); 18 (4,5)
Arsen (As)	0,3 *	0,02	i.o.	i.
Cadmium (Cd)	0,003	0,1	34	1 (23); 12 (34); 13 (32); 22 (1,1)
Tin (Sn)	0,2 *	5,6	28	12 (28)
Bly (Pb)	0,1	1,6	16	9 (1,4); 10 (3,6); 13 (16)

*: Baseret på hollandske vandkvalitetskriterier (RIVM, 1999)
i.o.: Ingen overskridelse
i. : Ingen

Barium, kviksølv, arsen

Som det fremgår af tabel 7.1 kan der ikke konstateres overskridelse af de vejledende grænseværdier for barium (Ba), kviksølv (Hg) og arsen (As), som der henholdsvis er analyseret for i seks, to og seks vaskevandsprøver. For alle de øvrige metaller er 17 vaskevandsprøver analyseret.

Cobalt

For cobalt (Co) blev der kun konstateret overskridelse af grænseværdien i én enkelt vaskevandsprøve men med 36 gange. En enkelt anden prøve (tekstil nr. 14) gav 0,02 mg/l, mens de øvrige ligger under detektionsgrænsen. Muligheden for, at der ved husholdningsvask af blandede tekstiler i enkelte tilfælde kan forekomme overskridelse af den vejledende grænseværdi, kan på dette grundlag ikke udelukkes.

Chrom

Chrom (Cr) overskrider grænseværdien i tre tilfælde med henholdsvis 5,1; 23 og 4,2 gange. Herudover indeholder vaskeluden fra vask af ét andet tekstil chrom svarende til godt halvdelen af grænseværdien og tre andre omkring en fjerdedel af grænseværdien. Det kan derfor ikke udelukkes, at der vil kunne optræde tilfælde, hvor grænseværdien for chrom overskrides i vaskeluden ved husholdningsvask.

Kobber

Analyserne for kobber (Cu) i vaskevandsprøverne viser kun én overskridelse af den vejledende grænseværdi men på 6,4 gange. Tre andre prøver (nr. 1, 6 og 10) gav omkring 0,4 mg/l, mens de øvrige ligger pænt under grænseværdien. Muligheden for, at der ved husholdningsvask af blandede tekstiler i ganske få tilfælde kan forekomme overskridelse af den vejledende grænseværdi, kan på dette grundlag ikke udelukkes.

Nikkel

Hvad angår nikkel (Ni), er der konstateret koncentrationer, der overskrider grænseværdien i to tilfælde, men kun med faktorer på henholdsvis 1,8 og 1,1. Alle øvrige vaskevandsprøver ligger under detektionsgrænsen. På dette grundlag vurderes det usandsynligt, at der vil kunne optræde overskridelse af grænseværdien ved husholdningsvask af blandede tekstiler.

Zink

Grænseværdien for zink (Zn) er overskredet i fire tilfælde med henholdsvis 1,4; 8,7; 1,8 og 4,5 gange. Derudover ligger én prøve på grænseværdien og én lige under. Seks prøver ligger mellem halvdelen og to tredjedele af grænseværdien. Alle prøver ligger over detektionsgrænsen og den lavest målte koncentration udgør ca. én niendedel af grænseværdien. Det kan derfor ikke udelukkes, at der vil kunne optræde overskridelser af grænseværdien i vaskeluden ved husholdningsvask.

Cadmium

Hvad angår cadmium (Cd), er der i vaskeluden fundet koncentrationer, der svarer til en overskridelse af grænseværdien på henholdsvis 23; 34; 32 og 1,1 gange. Herudover ligger én prøve på grænseværdien, tre prøver på knap tre fjerdedele af grænseværdien og to prøver på omkring halvdelen af grænseværdien. Det kan derfor ikke udelukkes, at der vil kunne optræde overskridelser af grænseværdien i vaskeluden ved husholdningsvask.

Tin

Overskridelse af grænseværdien for tin (Sn) er kun fundet i ét enkelt tilfælde men med 28 gange. To andre prøver ligger lige under 0,1 mg/l, mens de fleste af de øvrige ligger betydeligt under. Det kan dog ikke på dette grundlag udelukkes, at der ved husholdningsvask i ganske få tilfælde vil kunne forekomme overskridelse af den vejledende grænseværdi.

Bly

Grænseværdien for bly (Pb) er overskredet i tre tilfælde med henholdsvis 1,4; 16 og 3,6 gange. Herudover er der tre prøver, der ligger lige under eller på grænseværdien. De fleste af de øvrige analyser giver en koncentration i vaskeluden, der ligger mellem en tiendedel og en tredjedel af grænseværdien. Det kan derfor ikke udelukkes, at der vil kunne optræde overskridelser af grænseværdien i vaskeluden ved husholdningsvask.

7.1.13 Opsummering

Der er udført en risikovurdering af de stoffer, der blev konstateret i vaskevandet samt farvestoffer/pigmenter herunder visse arylaminer. Stoffer, for hvilke det vurderes sandsynligt, at der i forbindelse med husholdningsvask af tekstiler svarende til de her undersøgte vil være risiko for miljøeffekter i vandmiljøet og/eller jordmiljøet i forbindelse med udbringning af spildevandsslam på landbrugsjord, omfatter:

nikotin
diethylhexylphthalat (DEHP)
nonylphenolethoxylater (NPEO)
2,6-dichlor-4-nitroanilin
2-chlor-4-nitroanilin
6-methyl-3-nitroanilin
diphenylamin
acridin
cadmium
chrom
bly
zink

Stoffer, for hvilke det er mindre sandsynligt men ikke på det foreliggende grundlag kan udelukkes, at der kan optræde miljøeffekter, omfatter:

4-methyl-3-nitroanilin
p-chloranilin
N-butylbenzensulfonamid
cobalt
tin
kobber

Hertil kommer udvaskning af farvestoffer, der for azo-forbindelsernes vedkommende spaltes i arylaminer under reduktive forhold (f.eks. i renseanlæg) og derfor sandsynligvis bidrager væsentligt til miljøbelastningen med arylaminer. Det skal desuden bemærkes, at selvom den udførte risikovurdering af det enkelte arylamin ikke viser risiko for miljøeffekter, vil arylaminen bidrage til den samlede tilstedeværende mængde arylaminer i en husholdningsvask. Da effektpotentialet af arylaminer givetvis er additiv, vil der sandsynligvis være situationer, hvor den samlede mængde arylaminer i en husholdningsvask overstiger PNEC-værdien, selvom de enkelte arylaminer ikke gør. Dette skal ses på baggrund af, at undersøgelsen her viser, at forekomsten af arylminer (og azo-farvestoffer) i tekstiler er meget udbredt.

Stoffer, der blev konstateret i vaskevandet, men som på grund af datamangel ikke har kunnet risikovurderes, omfatter:

2-brom-6-chlor-4-nitroanilin
2-cyano-4-nitroanilin
6-brom-2,4-dinitroanilin
6-chlor-2,4-dinitroanilin
methyldiphenylaminer
N-ethyltoluensulfonamid
N-methyltoluensulfonamid

Hertil kommer farvestoffer, som visuelt er konstateret i vaskevandet.

Den her udførte risikovurdering er udelukkende baseret på data fra førstegangsvask af tekstiler. Udvaskningen af de konstaterede tekstilkemikalier varierer fra under 1‰ til 100%. For de fleste stoffer udvaskes væsentligt under halvdelen af den tilstedeværende mængde, f.eks. er udvaskningen under 10% for godt 80% af de konstaterede arylaminer. Det er derfor ikke usandsynligt, at der for flere stoffers vedkommende vil kunne forekomme en betydende udvaskning ved de efterfølgende vaske.

Endeligt skal det bemærkes, at risikovurderingen er gennemført på basis af "få" udvalgte stikprøver (22 tekstiler) set i forhold til et meget stort, varieret og omskifteligt tekstilmarked. Det er derfor sandsynligt, at der på markedet forekommer andre stoffer end de her fundne, som ved husholdningsvask vil udgøre en risiko for vandmiljøet. Hertil kommer, at stoffer der her, på grund af lav koncentration i vaskevandet, vurderes ikke at udgøre en risiko, muligvis vil kunne forekomme i højere koncentrationer ved vask af andre tekstiler og hermed udgøre en risiko. Samlet kan det konkluderes, at det forhold, at undersøgelsen her udpeger visse stoffer som udgørende en miljørisiko ved husholdningsvask, ikke "frikender" de øvrige stoffer.

7.2 Screening for sundhedsrisiko ved brug og detailsalg af tekstiler

Forudsætninger

Ved eksponeringsberegningerne benytter vi nedenstående "reasonable worst-case" forudsætninger. Ved "Reasonable worst case" skal forstås rimeligt ugunstige, men ikke urealistiske situationer. "Reasonable worst case" omfatter det øvre estimat af ekstrem brug og rimelig forudsigeligt misbrug, f.eks. at børn sutter eller gnaver i tekstiler, f.eks. deres sengetøj. Risikoscreeningen tager altså sigte på at belyse forholdene for forbrugere i ekstreme, men realistiske situationer, og ikke blot gennemsnitssituationen.

Vi regner med, at forbrugeren er et barn på 10 kg. Denne forbruger er valgt, fordi det for mange stoffers vedkommende er den mest følsomme forbruger, og samtidig den, som vil få størst dosis i forhold til kropsvægt. Forbrugeren på 10 kg er i 2-årsalderen, netop den alder hvor sandsynligheden for gennemblødt tøj er stor.
Vi regner med, at 1 stykke tekstil vejer ca. 0,5 kg. Dette er en beregningsmæssig forenkling. I nogle tilfælde, f.eks. tøj til børn, vil tøjet veje mindre, i andre tilfælde, som f.eks. sengelinned, som også bruges af børn, vil tekstilet veje mere.
Vi regner med, at 100% af det maksimalt fundne kvantum kemikalie afsættes på huden. Tøj, sengelinned, håndklæder etc. er så kropsnære, at det kemikalie, der vurderes, vil kunne afsættes på huden. Forbrugeren sveder, hvilket vil fremme opløsningen og migrationen af de fundne stoffer. Man skal dog huske på, at det maksimalt fundne i denne undersøgelse ikke nødvendigvis er det absolutte maksimum, for det der aktuelt kan findes på markedet. Men det er den værdi vi kender, og derfor går vi ud fra den.
Vi regner med 100% absorption af det på huden afsatte kemikalie, medmindre konkrete data taler for en mindre absorptionsgrad. Det er rimeligt at antage fuldstændig absorption i situationer, hvor sved opbløder huden og åbner porerne, så stofferne nemmere kan absorberes via huden. Især børn vil savle og spilde mad og drikke mm. ned ad tøjet, hvilket vil have samme effekt som sved nævnt ovenfor. Det er sjældent, at vi kender den tid, det tager for et kemikalie at bevæge sig ud af tekstilet, over på huden og gennem huden. Noget forsimplet forudsætter vi derfor, at der er tale om en enkeltdosis, eller i hvert fald en dosis afgivet over relativt få dage, idet vi regner med, at tøjet bæres i få dage, før det vaskes. Når tøjet er vasket første gang, vil koncentrationen af de fundne stoffer, som det fremgår af udvaskningsprocenterne i kapitel 6, være nedbragt i varierende omfang.

Generel fremgangsmåde

For hvert enkelt stof angiver vi navn og CAS nr. for entydig identifikation, samt eventuelle synonymer, ofte anvendte navne eller forkortelser.

Vi anvender den højest målte koncentration af det pågældende stof i de analyserede tekstilprodukter som udgangspunkt for risikoscreeningen.

Risikoscreeningen er udført summarisk på basis af pålidelig dokumentation i reviewform, og vi har kun i enkelte tilfælde søgt og gået tilbage til originallitteratur.

Risikoscreeningen er bygget op således, at den for hvert enkelt stof indledes med en fareidentifikation, som oftest begrænset til en konstatering af, hvad der må anses som den kritiske effekt ved stoffet, eventuelt med angivelse af målorganer. Dernæst følger en farekarakterisering, med angivelse af dosis-respons forhold. Der fokuseres hovedsageligt på forholdene ved kontakt med stofferne via hud og åndedrætsorganer. Beregninger af risikoen ved inhalation er dog kun udført for de stoffer, som er flygtige og/eller frembyder fare ved inhalation. Oral indtagelse, som f.eks. ved børns tygning af tøj, er kun taget i betragtning i ét tilfælde, hvor oral indtagelse af stoffet synes at frembyde særlig fare. Ud over dette er der ikke regnet på oral indtagelse, idet den mængde, der forudsættes absorberet gennem huden, ikke samtidigt kan beregnes absorberet via mavetarmkanalen. Beregningsmæssigt skelner vi ikke mellem, om dosis er opnået ved absorption gennem huden eller tygning/sutning.

Hvor det er muligt, beregner vi eller anvender de i litteraturen fundne, tolerable daglige indtag (TDI). Der findes forskellige metoder til at beregne det tolerable eller acceptable daglige indtag. Resultatet heraf betegnes TDI (tolerabelt dagligt indtag), ADI (acceptabelt dagligt indtag), eller RfD (referencedosis). Hvor det er muligt anvendes én af disse værdier. Ved vurdering af eksponering via indånding sammenligner vi med de af US-EPA fastsatte "reference concentrations" (RfC) eller Arbejdstilsynets grænseværdier, hvis sådanne findes for de pågældende stoffer. Selv om der således er tale om grænseværdier fastsat til forskellige formål, med forskellige usikkerhedsfaktorer mm., anvender vi dem hér i risikoscreening af stoffer i tekstiler, men med behørig hensyntagen til usikkerhedsfaktorerne hvis de er kendt.

Vi angiver den fundne eksponering ud fra ovennævnte "worst-case" forudsætninger. Derefter udføres risikokarakterisering ved en sammenligning mellem eksponering og TDI (eller tilsvarende værdi). I den konkluderende risikoscreening tages endvidere i betragtning, hvor ofte den pågældende eksponering skønnes at finde sted, og hvor stærkt bevismaterialet for de pågældende effekter er.

Vi har ikke gennemført nogen prioritering mellem de forskellige stoffer ud fra alvorligheden af deres respektive effekter. De fleste mennesker vil nok umiddelbart mene, at risiko for kræft er værre end risiko for barnløshed, irritation og allergi. Vi kan ikke ud fra et videnskabeligt synspunkt afgøre, hvad der er værst. Vi skal blot nøjes med at påpege, at irritative og allergifremkaldende stoffer nedbryder hudens barriere mod andre skadelige stoffer, f.eks. også kræftfremkaldende stoffer. Allergi er en sygdom, man har for livstid, når først man har pådraget sig den. Allergi kan forringe livskvaliteten betydeligt, men symptomerne kan i mange tilfælde holdes nede ved medicinsk behandling og/eller ved at undgå at blive udsat for de allergiudløsende stoffer.

7.2.1 Sundhedsvurdering af biocider

Naphthalen

Det højest fundne indhold af naphthalen (CAS nr. 91-20-3) andrager 1 mg pr. kg tekstil.

Naphthalen kan optages gennem huden, mave-tarmkanalen og ved indånding. Kritisk effekt hos mennesker er hæmolytisk anæmi, der viser sig ved lavt hæmoglobinindhold i blodet, lav hæmatokritværdi, formindsket antal røde blodlegemer, forøget antal reticulocyter, Heinz legemer, forøget koncentration af bilirubin i serum og fragmentation af de røde blodlegemer. Alvorlige tilfælde fører til gulsot med påvirkning af hjernen. Dosis-respons data mangler (IRIS, 1999).

I dyreforsøg ses ved regelmæssig inhalation af 9,3 mg/m³ i længere tid (op til 2 år) inflammation samt celleforandringer i næseslimhindens epithelceller, hvilket medfører tilstopning af næsen samt tab af lugtesans. Der er ikke noget, der tyder på, at celleforandringerne er forløbere for kræft (IRIS, 1999).

IRIS (1999) har fastsat en referencedosis (RfD) ved oralt indtag på 0,02 mg/kg/dag.

Ved inhalation har IRIS fastsat en "reference concentration" (RfC) på 0,003 mg/m³.

Antages et barn på 10 kg at absorbere (oralt eller dermalt) indholdet af naphthalen i et stykke tøj på 0,5 kg, fås en dosis på 0,05 mg/kg legemsvægt som enkeltdosis. Dette er i samme størrelsesorden som RfD, så selv ved gentagne doser med tøj af samme beskaffenhed skønnes risikoen for skadelige effekter at være ringe.

Naphthalen fra tøjet kan desuden afgives til luften. Dette kan give problemer for butikspersonalet, hvis der er meget tøj i et lille lokale med dårlig ventilation.

Følgende realistiske scenarium kan opstilles: 20 trøjer à 0,5 kg ophængt i et lokale på 3 x 4 x 2,5 m. Hvis hele det maksimalt fundne indhold af naphthalen afgives, kan koncentrationen i luften nå op på 0,33 mg/m³. Dette er ca. 110 gange mere end RfC for naphthalen på 0,003 mg/ m³. Ud fra dette vurderes det, at der er risiko for, at personalet vil kunne opleve betændelse i næseslimhinden. Det skal dog bemærkes, at Arbejdstilsynets grænseværdi (1996) er 50 mg/m³.

Nikotin

Nikotin (CAS nr. 54-11-5) er fundet i koncentrationer op til 16 mg pr. kg tekstil.

Virkningerne af nikotin er velkendt fra tobaksrygning. Nikotin optages relativt nemt gennem huden. Det er således vist, at hunde gennem intakt hud optager ca. 7,5% af den påsatte dosis nikotin på 1 time (HSDB, 1998). En sammenligning med nikotinplastre synes relevant i dette tilfælde. Sådanne fås med 5, 10 eller 15 mg nikotin til afgivelse i løbet af 16 timer. Et stykke tøj skønnes at veje ca. ½ kg og afgiver altså max. 8 mg nikotin, svarende til 0,6 mg nikotin pr. time, hvis man har tøjet på i mindst 13 timer (100% divideret med 7,5% pr. time). Hvis tøjet er kropsnært, kan absorptionen af nikotin således blive i samme størrelsesorden som fra et nikotinplaster. Dette vil for tilvænnede rygere næppe have nogen synderlig effekt, mens ikke-rygere og især børn vil kunne få symptomer på forgiftning i form af svaghedsfølelse, sved, spytflåd, brænden i svælget, kvalme, opkastning, diarré, hjertebanken, dilaterede pupiller, svimmelhed og påvirkning af kredsløbet.

Det skønnes, at 60 mg nikotin udgør en dødelig dosis for voksne (HSDB, 1998). Børn (2 hhv. 9 år) har fået moderate forgiftningssymptomer ved indtagelse gennem munden af doser på 1-2 mg (Lægemiddelkataloget, 1998). Det er derfor muligt, at små børn ved gennemtygning af nikotinholdigt tøj, f.eks. 1/8 trøje, kan få forgiftningssymptomer, dog ikke med fatal udgang.

2,4-dichlorbenzylalkohol

Det højest fundne indhold af 2,4-dichlorbenzylalkohol (CAS nr. 1777-82-8) er 1 mg pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af 2,4-dichlorbenzylalkohol er lav. LD₅₀ ved oral indgift til rotter er 2.300 mg/kg legemsvægt. 2,5% i creme virker ikke irriterende på menneskehud, og stoffet er heller ikke fundet allergifremkaldende ved forsøg med marsvin.

Ved et tre ugers fodringsforsøg på rotter fandtes ingen effekter ved det højeste dosisniveau, 500 mg/kg (Stern, 1980). Ovennævnte data stammer fra en kilde, som kan være behæftet med fejl, men det er den eneste, vi har kunnet finde. Hvis de 500 mg/kg betragtes som NOAEL (no-observed-adverse-effect-level - den højeste dosis hvor der ikke er observeret skadevirkninger), kan vi med en usikkerhedsfaktor på 1.000 nå frem til en TDI på 0,5 mg/kg legemsvægt/dag.

2,4-dichlorbenzylalkohol er tilladt som konserveringsmiddel i kosmetik i koncentrationer på maksimalt 0,15% (Kosmetikbekendtgørelsen, 1998). 1 mg/kg tøj svarer til 0,0001% i tøjet, altså 1.000 gange mindre, end det der tillades i kosmetik.

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 0,5 mg 2,4-dichlorbenzylalkohol. Antages hele dette kvantum absorberet af et barn på 10 kg, svarer dette til en eksponering på ca. 0,05 mg/kg legemsvægt. Dette er 10 gange under det estimerede TDI. Den fundne koncentration af stoffet i tøjet vurderes derfor at give en ringe risiko for skadevirkninger.

o-chlorphenol

Det højest fundne indhold af o-chlorphenol (CAS nr. 95-57-8), også kaldet 2-chlorphenol, andrager 3,9 mg pr. kg tekstil.

o-chlorphenol er klassificeret som sundhedsskadeligt ved indtagelse, indånding og hudkontakt. Den akutte giftighed ved oral indgift til rotter varierer med en LD₅₀ mellem 40 og 670 mg/kg (RTECS, HSDB, 1999). Stoffet kan optages gennem huden. Dødelig dosis for mennesker er ca. 8 g.

HSDB (1999) angiver, at stoffet kan forårsage kontaktdermatitis (udslæt ved kontakt med huden).

Ved forsøg med fodring af rotter over to generationer med o-chlorphenol ses reproduktionstoksiske effekter som kritisk effekt. Selv om der sås en stigning i relativt antal befrugtninger, var der også en stigning i antallet af dødfødsler og et fald i kuldstørrelserne hos rotter eksponeret med 500 ppm o-chlorphenol i drikkevandet. Dette fører til en RfD på 0,005 mg/kg/dag fastsat med en usikkerhedsfaktor på 1.000 (IRIS, 1999).

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 2 mg o-chlorphenol. Antages hele dette kvantum absorberet af et barn på 10 kg, svarer dette til en eksponering på ca. 0,2 mg/kg legemsvægt. Dette er 40 gange over RfD. En sådan enkelteksponering er formentlig ikke skadelig, bortset fra risikoen for at få kontaktdermatitis. Da RfD gælder for en livslang periode, og eksponeringen med o-chlorphenol via tøjet forventes at være af kort varighed, må risikoen for skadelige virkninger på reproduktionsevnen ved denne eksponering anses for lille.

o-chlorphenol har en gennemtrængende, ubehagelig, karbolagtig lugt. Lugtgrænsen er 0,18 mg/m³ luft og 0,33-10 m g/l vand (HSDB, 1999).

Arbejdstilsynet (1996) har fastsat en grænseværdi for o-chlorphenol i luft på 0,5 mg/m³.

Følgende realistiske scenarium kan opstilles: 20 T-shirts à 0,5 kg ophængt i et lokale på 3 x 4 x 2,5 m. Hvis hele det maksimalt fundne indhold af o-chlorphenol afgives, kan koncentrationen i luften nå op på ca. 1,3 mg/m³. Dette er ca. 3 gange mere end grænseværdien for o-chlorphenol. Ud fra dette vurderes det, at der er risiko for, at personalet vil kunne lide skade ved afdampningen fra tøjet med den målte koncentration af o-chlorphenol.

7.2.2 Sundhedsvurdering af blødgørere og fikseringsmidler

Butylbenzylphthalat

Af butylbenzylphthalat, BBP, (CAS nr. 85-68-7) er det højest fundne indhold 340 mg pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af BBP er relativt lav, LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 2.330 mg/kg (RTECS, 1998). Lang tids kontakt med stoffet kan virke irriterende (HSDB, 1998).

Ved oral indgift er der ikke beviser for kræftfremkaldende effekter, ligesom stoffet heller ikke synes at være genotoksisk. Forsøg på rotter har vist fosterskadende effekter samt effekter på testiklerne (Nielsen & Larsen, 1996; Toppari et al., 1995).

US-EPA har fastsat en oral referencedosis, RfD, for BBP på 0,2 mg/kg legemsvægt pr. dag (IRIS, 1998). Dette er i overensstemmelse med den af CSTEE (1998) fastsatte TDI på 0,2 mg/kg legemsvægt pr. dag.

Baseret på forsøg med rotter forventes, at ca. 4% af påsmurt dosis bliver absorberet gennem huden i løbet af 1 dag, og ca. 30% i løbet af 7 dage (Elsisi et al., 1989).

Lang tids kontakt (dagevis) med tøj med det maksimalt målte indhold af BBP kan forårsage nogen irritation af huden.

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 170 mg BBP. Hvis den samme T-shirt beholdes på en hel uge, absorberes 30% af de 170 mg gennem huden, dvs. 51 mg. Et barn på 10 kg kan således blive udsat for 0,7 mg/kg legemsvægt/dag. En voksen på 60 kg kan blive udsat for 0,1 mg/kg legemsvægt/dag.

Der er ikke risiko for akut forgiftning. Da der for børn kan blive tale om en overskridelse af RfD på ca. 3 gange, vurderes det, at der er en ringe risiko, hvis der er tale om en éngangseksponering. Hvis det meste af barnets (eller den gravides) tøj er af denne beskaffenhed, vil der dog være risiko, omend lille, for skader på drengebørns testikler.

Dibutylphthalat

Af dibutylphthalat, DBP, (CAS nr. 84-74-2) er det højest fundne indhold 13 mg pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af DBP er meget lav, LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 8 g/kg. Den laveste, akutte toksiske dosis for mennesker er 140 mg/kg (RTECS, 1999).

Forsøg på rotter har vist fosterskadende effekter samt effekter på testiklerne (Nielsen & Larsen, 1996; Toppari et al., 1995).

EU’s videnskabelige komité for toksicitet, økotoksicitet og miljø (CSTEE) har senest i november 1998 fastsat en TDI for DBP på 0,1 mg/kg legemsvægt pr. dag. Den kritiske effekt for DBP i en 2-generationsundersøgelse på rotter var reduceret kropsvægt hos afkommet. Da der ikke kunne identificeres et no-observed-adverse-effect-level (NOAEL), men kun en lowest-observed-adverse-effect-level (LOAEL) på 52 mg/kg, blev TDI fastsat fra LOAEL under anvendelse af en ekstra usikkerhedsfaktor på 5, altså en usikkerhedsfaktor på ialt 500 (CSTEE, 1998).

Baseret på forsøg med rotter forventes ca. 12% af påsmurt dosis at blive absorberet gennem huden i løbet af 1 dag, og ca. 60% i løbet af 7 dage (Elsisi et al., 1989).

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 6,5 mg DBP. Hvis den samme T-shirt beholdes på en hel uge, absorberes 60% af de 6,5 mg gennem huden, dvs. 3,9 mg. Et barn på 10 kg kan således blive udsat for 0,06 mg/kg legemsvægt/dag. En voksen på 60 kg kan blive udsat for 0,009 mg/kg legemsvægt/dag.

Da eksponeringen ligger 2-10 gange under TDI, vurderes det, at der er meget ringe risiko for sundhedsskader ved brug af tøj med det maksimalt målte indhold af DBP.

DEHP

Diethylhexylphthalat
(DEHP)

Diethylhexylphthalat, , (CAS nr. 117-81-7) benævnes også bis(2-ethylhexyl)phthalsyreester. Det højest fundne indhold er 1.000 mg DEHP pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af DEHP er meget lav, LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 30 g/kg. Den laveste, akutte toksiske dosis for mennesker er 143 mg/kg (RTECS, 1999). Stoffet virker ikke irriterende på hud og slimhinder, og allergiske reaktioner er sjældne (Nielsen & Larsen, 1996). DEHP absorberes kun i ringe grad gennem huden. Baseret på forsøg med rotter forventes ca. 5% af påsmurt dosis at blive absorberet i løbet af 7 dage (Elsisi et al., 1989).

IARC (2000) har klassificeret DEHP i gruppe 3: Kan ikke klassificeres med hensyn til kræftfremkaldende effekt på mennesker. Der er ikke tilstrækkelige beviser for kræftfremkaldende effekt i mennesker, men tilstrækkelige beviser for kræftfremkaldende effekt i forsøgsdyr ved oral dosering. Ved bedømmelsen af DEHP har IARC taget følgende i betragtning:

DEHP giver levertumorer i rotter og mus ved non-DNA-reaktiv mekanisme, såkaldt peroxisomproliferation,
peroxisomproliferation og levercelleproliferation er blevet påvist under betingelserne ved carcinogenicitetsforsøgene med DEHP på mus og rotter, og
peroxisomproliferation har ikke kunnet dokumenteres hverken i kulturer af menneskeleverceller udsat for DEHP eller i leverne fra aber.

Derfor mener IARC ikke, at den mekanisme, hvorved DEHP øger forekomsten af levercellekræftknuder i rotter og mus, er relevant for mennesker.

DEHPs kritiske effekter er effekter på leveren (forstørrelse, peroxisomproliferation, tumorer). Herudover er den mest markante effekt testikelatrofi. Fabrikanterne af DEHP klassificerer selv stoffet som reproduktionstoksisk i kategori 3 med sætningerne "Mulighed for skade på forplantningsevnen" og "Mulighed for skade på barnet under graviditeten" (ECPI, 1994).

EU’s videnskabelige komité for toksicitet, økotoksicitet og miljø (CSTEE) har senest i november 1998 fastsat en TDI for DEHP på 0,037 mg/kg legemsvægt/dag. Denne TDI er fastsat under anvendelse af en usikkerhedsfaktor på 100, og ud fra en NOAEL på 3,7 mg/kg/dag i et forsøg på drægtige rotter, hvor den kritiske effekt var testikelskader på afkommet (CSTEE, 1998a).

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 500 mg DEHP. Hvis den samme T-shirt beholdes på en hel uge, absorberes 5% af de 500 mg gennem huden, dvs. 25 mg. Et barn på 10 kg kan således blive udsat for 0,36 mg/kg legemsvægt/dag. En voksen på 60 kg kan blive udsat for 0,06 mg/kg legemsvægt/dag.

Der er ikke risiko for akut forgiftning. Der kan finde en vis ophobning sted i fedtvævet, ikke mindst fordi DEHP også kan optages fra mange andre kilder. Eksponeringen af et barn er ca. 10 gange større end den fastsatte TDI. Hvis der er tale om en engangseksponering, er risikoen stadig lav, men hvis det meste af barnets (eller den gravides) tøj er af denne beskaffenhed, vil der være risiko for skader på forplantningsevnen.

For en voksen er eksponeringen ca. 1,5 gang højere end TDI. Denne eksponering giver en mindre risiko for skader på forplantningsevnen. Men stoffet er problematisk for fødedygtige og gravide kvinder, eftersom det kan ophobes i fedtvævet og overføres til fostret, samt udskilles med mælken.

Kvaternære ammoniumforbindelser

Det højest fundne indhold af kvaternære ammoniumforbindelser udgør 120 mg pr. kg tekstil.

I prøven med det maksimale fund er der tale om N,N-dimethyl-N-benzyl-N-dodecylammoniumchlorid (CAS 139-07-1) og N,N-dimethyl-N-benzyl-N-tetradecylammoniumchlorid (CAS 139-08-2) i forholdet 3:1.

Der er meget begrænsede data om de konkret fundne forbindelsers toksikologi, men man kan drage analogislutninger til benzalkoniumchlorid (alkylbenzyldimethylammoniumchlorider), som er den gruppe af stoffer, som de fundne forbindelser tilhører.

Ifølge Kosmetikbekendtgørelsen er benzalkoniumchlorid tilladt anvendt som konserveringsmiddel i bl.a. hudplejeprodukter i en koncentration på maksimalt 0,1%.

Ifølge CTFA (1997) kan der opstå hudirritation ved brug af benzalkoniumchlorid-holdige midler på huden i en koncentration på mere end 0,1% frit stof. Personer med beskadiget hud har risiko for udvikling af allergi over for stofferne.

I et andet CTFA review (1997) for stearalkoniumchlorid, som ligeledes er et nærtbeslægtet stof, konkluderes det, at stoffet er minimalt sensibiliserende, og at koncentrationer op til 1% på menneskehud ikke giver irritation.

Risikoen for hudirritation og sensibilisering med den i tøjet fundne koncentration er formentlig lille. Personer, der allerede er sensibiliseret over for kvaternære ammoniumforbindelser, specielt benzalkoniumchlorid, vil muligvis kunne reagere med allergisk eksem over for indholdet i tøjet.

7.2.3 Nonylphenolethoxylater

Nonylphenolethoxylater
(NPEO)

Af nonylphenolethoxylater, NPEO, med én, to og tre ethoxylatgrupper, er det højest fundne indhold 85 mg pr. kg tekstil.

NPEOs akutte giftighed, målt ved LD₅₀ ved oral indgift hos rotter, er 1.310 mg/kg, og ved dermal indgift til kaniner 2 ml/kg svarende til 2.120 mg/kg (RTECS, 1999). Dette svarer til en klassificering som sundhedsskadelig ved indtagelse, men ikke ved hudkontakt. Ved påsmøring af stoffet på huden af kaniner ses kun mild irritation (RTECS, 1999). Der ses kun få tilfælde af hudproblemer forårsaget af NPEO (HSDB, 1999).

Der er ikke fundet data vedrørende NPEOs hudgennemtrængelighed, men der er udført forsøg på rotter, der viser, at NPEO kan optages gennem skeden i betydeligt omfang, 12,8% på 6 timer og 37,7% på 24 timer.

NPEO er i søgelyset, fordi nedbrydningsproduktet, nonylphenol (NP), har østrogene effekter. NPEO har længe været brugt i sæddræbende cremer til anbringelse i skeden. Der er ikke fundet data vedrørende østrogene effekter, f.eks. skader på fostre, hidrørende fra denne brug.

Set på denne baggrund må risikoen for skader ved direkte udsættelse for NPEO på huden via tøj, vurderes at være ringe.

7.2.4 Sundhedsvurdering af carriers

Dimethylphthalat

Det højest fundne indhold er 0,4 mg dimethylphthalat, DMP, (CAS nr. 131-11-3) pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af DMP er meget lav. LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 2,4-6,8 g/kg. Den laveste, akutt toksiske dosis for mennesker er 140 mg/kg (RTECS, 1999; HSDB, 1999).

Fodring af rotter med 2% DMP i foderet forårsagede i løbet af en uge et betydeligt fald i hanrotternes kønshormoner, testosteron og dihydrotestosteron (HSDB, 1999).

Baseret på forsøg med rotter forventes ca. 6% af påsmurt dosis at blive absorberet gennem huden i løbet af 1 dag og ca. 40% i løbet af 7 dage (Elsisi et al., 1989).

Der er ikke fastsat nogen TDI eller RfD for dimethylphthalat. Generelt for phthalater, undtagen DEHP, foreslår Nielsen & Larsen (1996) en TDI på 0,25 mg/kg legemsvægt.

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 0,2 mg DMP. 40% heraf absorberes gennem huden, dvs. 0,08 mg. Et barn på 10 kg kan således blive udsat for 0,001 mg/kg legemsvægt/dag.

Ovennævnte eksponering ligger langt under RfD og giver derfor ikke nogen nævneværdig risiko, hverken akut eller på langt sigt.

Trichlorbenzener

De to trichlorbenzener, TCBer: 1,2,3-trichlorbenzen (CAS nr. 87-61-6) og 1,2,4-trichlorbenzen (CAS nr. 120-82-1) blev fundet i et samlet indhold på 1,7 mg trichlorbenzen pr. kg tekstil. Heraf udgjorde 1,2,4-TCB 1,2 mg/kg.

1,2,4-TCBs akutte giftighed er relativt høj. Med en oral LD₅₀ for rotter på 756 mg/kg, og en LD₅₀ ved påsmøring på huden af rotter på 6.139 mg/kg (RTECS, 1999), burde stoffet klassificeres som sundhedsskadelig ved indtagelse, men ikke ved hudkontakt. TCB giver moderat irritation ved længere tids (dagevis) kontakt med huden. TCB er meget fedtopløseligt og ophobes derfor i kroppens fedtvæv. Den biologiske halveringstid angives til 5,5 dag (HSDB, 1999). Koncentrationer i luften på 3-5 ppm kan give minimal irritation af øjen- og halsslimhinder hos nogle individer. TCB kan optages gennem huden.

Ved længere tids udsættelse for mindre koncentrationer er den kritiske effekt forøget vægt af binyrerne med histologiske forandringer i binyrebarken.

US-EPA har fastsat en RfD (referencedosis, svarer til TDI) på 0,01 mg/kg (IRIS, 1999).

Arbejdstilsynet (1996) har fastsat en grænseværdi for 1,2,4-TCB i luft på 2 ppm eller 15 mg/m³. For isomeren 1,2,3-TCB er grænseværdien 5 ppm eller 37 mg/m³.

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 0,85 mg TCB. Antages hele dette kvantum absorberet af et barn på 10 kg, svarer dette til en eksponering på ca. 0,1 mg/kg legemsvægt. Dette er en faktor 10 mere end RfD. Da RfD gælder for en livslang periode, og eksponeringen med TCB via tøjet forventes at være af kort varighed, må risikoen for skadelige virkninger på binyrerne ved denne eksponering anses for lille.

TCB fra tøjet kan desuden afgives til luften. Dette kan give problemer for butikspersonalet, hvis der er meget tøj i et lille lokale med dårlig ventilation.

Følgende realistiske scenarium kan opstilles: 20 habitbukser à 0,5 kg ophængt i et lokale på 3 x 4 x 2,5 m. Hvis hele det maksimalt fundne indhold af TCB afgives, kan koncentrationen i luften nå op på 0,57 mg/m³. Dette er ca. 26 gange mindre end grænseværdien for 1,2,4-TCB. Ud fra dette vurderes det, at der er ringe risiko for, at personalet vil kunne opleve irritation af slimhinder i øjne, næse og hals.

2-methylnaphthalen

Det højest fundne indhold af 2-methylnaphthalen (CAS nr. 91-57-6) er 0,3 mg pr. kg tekstil. På grund af datamangel er stoffet ikke risikoscreenet.

Tetrachlorethylen

Det højest fundne indhold af tetrachlorethylen, TCE (CAS nr. 127-18-4) andrager 55 mg pr. kg tekstil.

Stoffet er klassificeret som kræftfremkaldende i kategori 3 på listen over farlige stoffer. Dvs. at det muligvis kan fremkalde kræft hos mennesker, men der er ikke tilstrækkelige beviser til at placere stoffet i en højere kategori. IARC (1995) har imidlertidig klassificeret tetrachlorethylen i gruppe 2A: Sandsynligvis kræftfremkaldende for mennesker. Dette er bl.a. baseret på, at stoffet inducerer leukæmi hos rotter, og at adskillige epidemiologiske undersøgelser har påvist forøget risiko for spiserørskræft, non-Hodgkin’s lymphom og livmoderhalskræft ved eksponering med TCE.

TCE har affedtende effekt på huden, hvilket ødelægger hudens barriere-funktion og giver risiko for udvikling af eksem. Absorption af store doser gennem lunger, hud eller mave-tarmkanal kan forårsage effekter på centralnervesystemet, nyrer og lever.

Kritisk effekt i dyreforsøg er effekt på leverfunktioner hos mus. Hos rotter ses først reduceret tilvækst. Ud fra disse forsøg har IRIS (1999) fastsat en RfD på 0,01 mg/kg legemsvægt/dag under anvendelse af en usikkerhedsfaktor 1.000 på NOAEL.

Arbejdstilsynet (1996) har fastsat en grænseværdi for TCE i luft på 55 mg/m³.

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 28 mg TCE. Antages hele dette kvantum absorberet af et barn på 10 kg, svarer dette til en eksponering på ca. 2,8 mg/kg legemsvægt. Dette er ca. 280 gange højere end RfD, og det målte TCE-indhold må derfor vurderes at kunne give risiko for skadevirkninger.

TCE fra tøjet kan desuden afgives til luften. Dette kan give problemer for butikspersonalet, hvis der er meget tøj i et lille lokale med dårlig ventilation.

Følgende scenarium kan opstilles: 20 skjorter à 0,5 kg ophængt i et lokale på 3 x 4 x 2,5 m. Hvis hele det maksimalt fundne indhold af TCE afgives, kan koncentrationen i luften nå op på ca. 18 mg/m³. Dette er 3 gange mindre en grænseværdien.

Ud fra ovenstående vurderes det, at der er risiko for skadevirkninger på langt sigt ved brug af tøj med den målte koncentration. Risikoen for skadevirkning på butikspersonale vurderes at være ringe.

Diethylphthalat

Hvad angår diethylphthalat, DEP (CAS nr. 84-66-2) er det højest fundne indhold 2,3 mg pr. kg tekstil.

DEP udviser meget lav akut giftighed. LD₅₀ for rotter ved oral indtagelse er 8.600 mg/kg legemsvægt (RTECS, 1999).

DEP absorberes gennem huden, men det er vanskeligt at påvise nogen egentlig, kritisk effekt (HSDB, 1999; IRIS, 1999; Nielsen & Larsen, 1996).

IRIS (1999) har fastsat en RfD på 0,8 mg/kg legemsvægt/dag ved en usikkerhedsfaktor på 1.000 ud fra en undersøgelse, hvori rotter blev fodret med DEP i 16 uger. Den kritiske effekt var her formindsket tilvækst, fødeindtagelse og forandrede organvægte. I en ældre undersøgelse over 2 år påvistes lignende effekter, dog uden reduceret fødeindtag, men her var udnyttelse af foderet nedsat, når det indeholdt 5% DEP.

DEP bliver også brugt som denaturant i parfumesprit, hvorfor der i forvejen er en betydelig eksponering af mennesker fra parfume, deodorant og hudplejemidler.

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 1,2 mg DEP. Hvis et barn på 10 kg optager hele denne mængde fås en eksponering på 0,12 mg/kg legemsvægt. Dette er ca. 6 gange lavere end RfD og giver således en meget ringe risiko for skadevirkninger.

C₃-alkylbenzener

C₃-alkylbenzener omfatter bl.a. 1,2,4-trimethylbenzen (CAS nr. 95-63-6). Det højest fundne indhold er 110 mg C₃-alkylbenzener pr. kg tekstil, hvoraf 1,2,4-trimethylbenzen udgjorde 42 mg/kg.

Trimethylbenzenerne, heriblandt 1,2,4-trimethylbenzen (mesitylen), bruges her som repræsentant for gruppen af C₃-alkylbenzener.

Den akutte giftighed af trimethylbenzenerne er lav ved oralt indtag. LD₅₀ for rotter ved oral indgift ligger i størrelsesordenen 5-9 g/kg legemsvægt. Ved inhalation er den giftigste isomer 1,2,4-trimethylbenzen, som har LC₅₀ i rotter på 18 g/m³/4 timer, hvilket bevirker, at stoffet klassificeres som sundhedsskadeligt ved indånding. 1,2,4-trimethylbenzen er desuden klassificeret som irriterende ved både indånding og kontakt med huden og øjnene, mens 1,3,5-trimethylbenzen kun klassificeres som irriterende ved indånding.

Optagelse gennem intakt hud kan finde sted, men kun meget langsomt (HSDB, 1999). Den hurtigste absorption sker gennem lungerne.

Effekter ved eksponering er hovedpine, træthed, svimmelhed, irritation af hud, øjne og slimhinder, sløvhed (påvirkning af centralnervesystemet) og astmatisk bronkitis. Længerevarende eksponering (årevis) ved koncentrationer i området 10-60 ppm kan give nervøsitet, anspændthed, angst og astmatisk bronkitis, samt nedsat hæmoglobinindhold i de røde blodlegemer og afvigelser i blodets koagulationsevne (HSDB, 1999).

Arbejdstilsynet (1996) har fastsat en grænseværdi for trimethylbenzen i luft på 25 ppm eller 120 mg/m³.

På baggrund af ovenstående vurderes det, at der ved den maksimalt målte koncentration af C₃-alkylbenzener i tøjet er risiko for irritation af huden ved brug af tøjet.

C₃-alkylbenzener fra tøjet kan desuden afgives til luften. Dette kan give problemer for butikspersonalet, hvis der er meget tøj i et lille lokale med dårlig ventilation.

Følgende realistiske scenarium kan opstilles: 20 Ronaldo T-shirts à 0,5 kg ophængt i et lokale på 3 x 4 x 2,5 m. Hvis hele det maksimalt fundne indhold af TCB afgives, kan koncentrationen i luften nå op på ca. 37 mg/m³ (ca. 7 ppm). Dette er ca. 3 gange lavere end grænseværdien for trimethylbenzen. Ud fra dette vurderes det, at der er ringe risiko for, at personalet vil kunne lide skade af afdampningen fra tøjet med den målte koncentration af C₃-alkylbenzener.

C₄-alkylbenzene

Det højest fundne indhold af C₄-alkylbenzener er 70 mg pr. kg tekstil.

Der kan bl.a. være tale om n-butylbenzen, sec-butylbenzen (1-methylpropylbenzen) eller tert-butylbenzen (1,1-dimethylethylbenzen).

Den laveste, letale dosis ved oral indgift til rotter (LD₁₀) ligger på 10 ml/kg, hvilket svarer til 8,7 g/kg, altså en meget lav giftighed. Sec-butylbenzen har en LD₅₀ ved oral indgift til rotter på 2.240 m l/kg svarende til ca. 1.940 mg/kg. Dette berettiger til en klassificering som sundhedsskadelig ved indtagelse. Sec-butylbenzen har desuden en LD₅₀ ved påsmøring på kaninhud på >16 ml/kg svarende til >13,5 g/kg (RTECS, 1999). Stoffet har altså en meget lav, akut giftighed ved hudkontakt.

Sec-butylbenzen virker moderat irriterende ved påsmøring på kaninhud (RTECS, 1999).

Ud fra de foreliggende sparsomme data kan man ikke sige andet, end at den fundne maksimale koncentration af C₄-alkylbenzener giver risiko for irritation af huden, men ikke akut forgiftning.

7.2.5 Sundhedsvurdering af farvestoffer

Disperse azo-farvestoffer

Som det fremgår af afsnit 5.3.5, blev 7 tekstiler analyseret for bestemte disperse azo-farvestoffer, som i litteraturen er udpeget som årsag til tilfælde af allergisk kontakteksem ved brug af tøj (Brarup et al., 1998). Ingen af farvestofferne blev dog fundet. På grund af den ringe stikprøvestørrelse kan vi dog ikke udelukke, at tøj med allergene farvestoffer findes på det danske marked.

Der kommer til stadighed rapporter fra udlandet om tilfælde af allergisk kontakteksem forårsaget af visse farvestoffer i tøj. Det kan derfor undre, at der ikke rapporteres om lignende tilfælde i Danmark. Dette kan skyldes, at de nævnte farvestoffer ikke bruges særlig hyppigt i det tøj, der findes på det danske marked, eller at tilfældene ikke bliver diagnosticeret og derfor heller ikke rapporteret.

Senest er der f.eks. rapporteret:

ét amerikansk tilfælde af allergi over for Disperse Blue 106 og 124 i tøj, der gav eksem på skuldre, arme og bryst (Guin et al., 1999)
et fransk tilfælde af allergi over for Disperse Blue 106 og 124 i gamacher og nederdel, der gav eksem på lår, baller og mave (Pecquet et al., 1999)
et israelsk tilfælde af allergi over for Disperse Blue 85 i et knæbind, der gav eksem på lår, læg og skinneben (Lazarov & Ingber, 1998)
samt et italiensk tilfælde af allergi over for Disperse Yellow 27 i bukser, der gav eksem på benene, og som bredte sig til hele kroppen (Foti et al., 1999).

En italiensk gruppe (Lodi et al., 1998) fandt ved testning af 1.012 patienter med allergisk kontakteksem 31 personer (svarende til 3% af tilfældene), der var allergiske over for tekstilfarvestoffer. Kun 10 af de 31 personer havde selv erkendt tekstiler som årsag til deres eksem. De farvestoffer, patienterne hyppigst reagerede over for var Disperse Blue 124, Disperse Yellow 3, Disperse Red 1 og Disperse Orange 3.

Hatch & Maibach (1995) fandt ved en litteraturundersøgelse ud af, at der på det tidspunkt var 49 tekstilfarvestoffer, der var kendt som årsag til tilfælde af allergisk kontakteksem. Heraf var de 14 opdaget inden for de seneste ni år.

Ved at gennemgå mange forskellige undersøgelser opnåede Hatch & Maibach (1995) tilstrækkelig datamængde til at kunne udpege dispersefarvestoffer til at være den anvendelsesklasse, hvori der hyppigst forekommer allergene farvestoffer. Således var der 33 allergene ud af de 49 testede farvestoffer at finde blandt dispersefarvestoffer. Den næststørste gruppe af allergener (5 ud af de 49) tilhørte basiske farvestoffer. Der er ikke fundet tilfælde af tekstilfarveallergi blandt de fiber-reaktiv-, svovl-, azoic- og solventfarvestoffer. Grunden til, at dispersefarvestofferne så hyppigt viser sig allergene under brug, er sandsynligvis, at de meget let overføres fra tekstil til hud, samt at de netop anvendes i tætsiddende nylonstrømper og polyester/bomuldstøj.

Med hensyn til kemisk struktur var de hyppigst forekommende allergener at finde blandt farvestoffer med azo- (29 ud af 49) eller anthraquinon-struktur (11 ud af 49). Blandt de nævnte azo-farvestoffer dominerer monoazo (24 ud af 29). Af kemiske strukturer, der ikke er repræsenteret blandt de 49 allergene farvestoffer kan nævnes diphenylmethan- og polyazo-farvestoffer, en undergruppe af azo-farvestofferne.

Hatch & Maibach (1995) vurderer ud fra de mange forskellige undersøgelser, at incidensen af tekstilfarveinduceret allergisk eksem ligger mellem 1,4% og 5,8% af de patienter, der har eksem. Dette stemmer overens med Lodi et al.s (1998) fund på 3%. I tabel 7.2 findes en oversigt over tekstilfarvestoffer, der har givet allergisk kontakteksem.

Tabel 7.2
Tekstilfarvestoffer, der har givet allergisk kontakteksem (Hatch & Maibach, 1995) i perioden 1985-1995

Kemisk klasse	C.I.-navn (nr.)	Antal positive reaktioner i incidens- undersøgelser
Monoazo med symmetrisk struktur	Disperse Yellow 3	39
	Disperse Red 1	45
	Disperse Red 17	28
	Disperse Orange 1	1
	Disperse Orange 3	47
	Disperse Orange 76	14
	Disperse Black 1	13
	Disperse Brown 1	6
Monoazo med hetero-cyklisk struktur	Disperse Blue 106	17
	Disperse Blue 124	67
	Supramine Yellow (acid dye) G(C.I.19300) eller S (C.I.18930)	1
	Supramine Red (acid dye) BLL (C.I.17050)	1
Monoazo med ukendt struktur	Disperse Blue 85	2
Monoazo med ukendt struktur	Basic Red 46	2
Azo og diazo	Disperse Orange 13	2
	Basic Brown 1 (Bismarck Brown)	3
	Diazol Orange (direct dye) 2R: Direct Orange 14 eller 3R: Direct Orange 8	2
Anthraquinon	Disperse Blue 3	4
	Disperse Blue 35	13
	Acid Black 48	8
Ukendt struktur	Disperse Blue 153	3
Azin med ukendt struktur	Basic Black 1	9
Nitro	Disperse Yellow 9	13
Quinolin	Disperse Yellow 54	3
Triarylmethan	Brilliant Green (Basic Green 1)	2
Triarylmethan	Turquoise Reactive (basic dye) (C.I.42035, C.I.42036, C.I.42037)	1
Andre	Neutrichrome Red	1

7.2.6 Sundhedsvurdering af arylaminer

2,6-dichlor-4-nitroanilin

2,6-dichlor-4-nitroanilin (CAS nr. 99-30-9) benævnes desuden DCNA, 2,6-dichlor-4-nitrobenzenamin eller dichlora. Vi har fundet op til 9 mg 2,6-dichlor-4-nitroanilin pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af stoffet er relativt lille, LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 2.400 mg/kg. LD₅₀ ved påsmøring på huden af mus er >5 g/kg, og på huden af kaniner >2 g/kg.

Stoffets skadelige effekter er velundersøgte, da det bruges som fungicid. Langtidsforsøg med oral indgift til rotter og mus har ikke givet tegn på kræftfremkaldende effekt. Tre-generationsundersøgelse på rotter gav heller ikke tegn på effekter på reproduktionsevnen, ligesom indgift til drægtige kaniner ikke gav tegn på teratogene effekter. Fodring af rotter med en dosis på 50% af LD₅₀-værdien gav kun lille effekt på methæmoglobininduktionen. I Rhesus-aber, hvor stoffet ikke inducerer leverenzymer, var daglige doser på 160 mg/kg dødelige inden 3 måneder. Stoffet kan fremkalde øjenskader, hvilket er vist ved oral indgift til hunde i doser på 24-48 mg/kg/dag i 53-104 dage. Øjenskaderne viser sig ved irreversible uklarheder i hornhinden og linsen efter udsættelse for lys. Udsættes minigrise for samme behandling ses ikke tilsvarende øjenskader hos dem (HSDB, 1999).

JMPR (1997) har i 1977 fastsat en ADI (acceptabelt dagligt indtag) på 0,03 mg/kg legemsvægt.

Den skønnede daglige indtagelse af stoffet via rester fra fungicidbehandling af frugt og grønt skønnes i USA at være ca. 0,05 m g/kg legemsvægt/dag.

Antages et barn på 10 kg at absorbere indholdet af 2,6-dichlor-4-nitroanilin i et stykke tøj på 0,5 kg fås en dosis på 0,45 mg/kg legemsvægt som enkeltdosis. Denne dosis er 15 gange højere end ADI. Risikoen for skader ved en sådan eksponering vurderes dog på baggrund af ovenstående at være lav.

2-brom-6-chlor-4-nitroanilin

Der er fundet 13 mg 2-brom-6-chlor-4-nitroanilin (CAS nr. 99-29-6) pr. kg. tekstil. Da der ikke er fundet data vedrørende dette stof, kan det ikke risikoscreenes.

2-chlor-4-nitroanilin

2-chlor-4-nitroanilin (CAS nr. 121-87-9) kaldes også 1-amino-2-chloro-4-nitrobenzen. Vi har fundet op til 3 mg 2-chlor-4-nitroanilin pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af stoffet er relativt lille. LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 6.430 mg/kg. Stoffets skadelige effekter er ikke velundersøgte.

Der er ved den fundne koncentration ringe risiko for akut forgiftning. Mangel på data medfører, at en risikoscreening med hensyn til langtidseffekter ikke er mulig.

2-cyano-4-nitroanilin

Af 2-cyano-4-nitroanilin (CAS nr. 17420-30-3) er der fundet 3 mg pr. kg tøj.

Den akutte giftighed af stoffet er relativt lav. LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 3.884 mg/kg (RTECS, 1999). Stoffets skadelige effekter er ikke velundersøgte.

Der er ved den fundne koncentration ringe risiko for akut forgiftning. Mangel på data tillader ikke en risikoscreening med hensyn til langtidseffekter.

4-chlor-2-nitroanilin

Der er fundet 13 mg 4-chlor-2-nitroanilin (CAS nr. 89-63-4) pr. kg tekstil. På grund af datamangel er stoffet ikke risikoscreenet.

4-methyl-3-nitroanilin

Der er fundet op til 6 mg 4-methyl-3-nitroanilin (CAS nr. 119-32-4) pr. kg tekstil. Da der ingen relevante data er fundet for stoffet, er det ikke risikoscreenet.

6-brom-2,4-dinitroanilin

6-brom-2,4-dinitroanilin (CAS nr. 1817-73-8) kaldes også 2-brom-4,6-dinitroanilin eller BDNA). Det højest fundne indhold er 68 mg BDNA pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af stoffet er relativt lille. LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 4.100 mg/kg. Stoffets skadelige effekter er ikke velundersøgte.

Der er ved den fundne koncentration ringe risiko for akut forgiftning. Mangel på data tillader ikke en risikoscreening med hensyn til langtidseffekter.

6-chlor-2,4-dinitroanilin

Af 6-chlor-2,4-dinitroanilin (CAS nr. 3531-19-9) er der fundet op til 5 mg pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af stoffet er relativt lille, LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 2.680 mg/kg (RTECS, 1999). Stoffets skadelige effekter er ikke velundersøgte.

Der er ved den fundne koncentration ringe risiko for akut forgiftning. Mangel på data tillader ikke en risikoscreening med hensyn til langtidseffekter.

6-methyl-3-nitroanilin

6-methyl-3-nitroanilin (CAS nr. 99-55-8) kaldes også 5-nitro-orthotoluidin eller 2-amino-4-nitrotoluen. Det højest fundne indhold er 64 mg pr. kg tekstil.

IARC vurderede stoffet i 1990 og fandt, at det skulle klassificeres i gruppe 3: Kan ikke klassificeres med hensyn til kræftfremkaldende effekt i mennesker. Dette var på baggrund af begrænsede beviser for kræftfremkaldende effekt i forsøgsdyr, samt manglende data fra undersøgelser af mennesker. Det skal dog bemærkes, at stoffet er på den tyske forbudsliste over arylaminer, der er forbudt i tekstiler, angiveligt på grund af kræftrisiko.

Vi har ikke til risikoscreeningsformålet fundet tilstrækkelige data.

m-nitroanilin

m-nitroanilin (CAS nr. 99-09-2) kaldes også 1-amino-3-nitrobenzen eller 3-nitrobenzenamin. Der er fundet 3 mg m-nitroanilin pr. kg tekstil.

m-nitroanilin kan optages gennem huden. Symptomer på forgiftning kan være kraftig hovedpine, methæmoglobinæmi og hæmolyse, der bl.a. viser sig ved blå læber, tunge og slimhinder, skifergrå hud, åndenød, træthed og gulsot. Langvarig og høj eksponering kan give leverskader (Clayton & Clayton, 1994).

Akut toksisk dosis for mennesker kendes ikke, men vi har fundet data for LD₅₀ ved oral indgift i rotter på 535-900 mg/kg (RTECS, 1999; HSDB, 1999).

Antages et barn på 10 kg at absorbere indholdet af m-nitroanilin i et stykke tøj på 0,5 kg fås en dosis på 0,15 mg/kg legemsvægt som enkeltdosis. Risikoen for forgiftning ved denne dosis vurderes at være lille.

p-chloranilin

p-chloranilin (CAS nr. 106-47-8) kaldes også 4-chloranilin eller p-aminochlorbenzen. Det højest fundne indhold er 18 mg p-chloranilin pr. kg tekstil.

p-chloranilin kan absorberes gennem huden. Symptomer på forgiftning er methæmoglobinæmi, der bl.a. viser sig ved blå læber, tunge og slimhinder, og grålig hud (Clayton & Clayton, 1994). Stoffet er muligvis kræftfremkaldende. Der er ikke fundet data for kræftfremkaldende effekt hos mennesker, men stoffet metaboliseres ens hos mennesker og forsøgsdyr. Ved indgift gennem munden hos mus giver p-chloranilin hæmangiosarcomer (en kræftform) i forskellige organer. Hos hanrotter giver stoffet sarcomer i milten og miltkapslen. Stoffet betragtes derfor som kræftfremkaldende hos forsøgsdyr og klassificeres derfor af IARC (1993) i gruppe 2B: Muligvis kræftfremkaldende for mennesker.

Det er ikke umiddelbart muligt at beregne kræftrisikoen ved den ovennævnte koncentration af p-chloranilin. US-EPA (IRIS, 1995) har beregnet en midlertidig RfD svarende til et TDI (tolerabelt dagligt indtag) på 0,004 mg/kg/dag.

Akut toksisk dosis for mennesker kendes ikke, men vi har fundet data for LD₅₀ ved oral indgift i rotter på 300 mg/kg samt ved påsmøring på huden på 3.200 mg/kg. Ved påsmøring på huden af katte er fundet en LD₅₀ på 239 mg/kg (RTECS, 1998).

Antages et barn på 10 kg at absorbere indholdet af p-chloranilin i et stykke tøj på 0,5 kg fås en dosis på 0,9 mg/kg legemsvægt som enkeltdosis. Dette er 225 gange mere end det tolerable daglige indtag. Data tillader ikke nogen forudsigelse af, om en sådan kortvarig overskridelse vil føre til kræft eller akut forgiftning.

p-nitroanilin

p-nitroanilin (CAS nr. 100-01-5) benævnes også 1-amino-4-nitrobenzen eller 4-nitro-benzenamin. Det højest fundne indhold er 110 mg p-nitroanilin pr. kg tekstil.

p-nitroanilin kan optages gennem huden. Symptomer på forgiftning kan være kraftig hovedpine, methæmoglobinæmi og hæmolyse, der bl.a. viser sig ved blå læber, tunge og slimhinder, skifergrå hud, åndenød, træthed og gulsot (Clayton & Clayton, 1994).

Akut toksisk dosis for mennesker kendes ikke, men vi har fundet data for LD₅₀ ved oral indgift i rotter på 750 mg/kg. Ved påsmøring på huden af marsvin er fundet en LD₅₀ på >500 mg/kg (RTECS, 1998). Ved langtidsforsøg (2 år) med oral indgift af p-nitroanilin til rotter ses forhøjet methæmoglobin-niveau ved 1,5 mg/kg, men ikke ved 0,25 mg/kg (Clayton & Clayton, 1994).

Antages et barn på 10 kg at absorbere indholdet af p-nitroanilin i et stykke tøj på 0,5 kg fås en dosis på 5,5 mg/kg legemsvægt som enkeltdosis. At dømme ud fra langtidsforsøgene på rotter er der ved gentagne doser i denne størrelsesorden stor risiko for udvikling af methæmoglobinæmi.

Diphenylamin

Diphenylamin (CAS nr. 122-39-4) kaldes også n-phenylbenzenamin. Der er fundet 36 mg diphenylamin pr. kg tekstil.

Stoffet kan optages gennem huden. Den akutte giftighed af diphenylamin berettiger til en klassificering som sundhedsskadelig, da LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 2.000 mg/kg (RTECS, 1999), men det er ifølge listen over farlige stoffer klassificeret som giftigt ved indtagelse, inhalation og hudkontakt. Stoffets skadelige effekter er relativt velundersøgte, da det bruges som fungicid. NOEL (No Observed Effect Level) ved indgift af stoffet til hunde i 2 år er 2,5 mg/kg/dag. Det laveste effektniveau, som giver formindsket vækst samt forøget vægt af lever og nyrer, er 25 mg/kg/dag.

JMPR (1997) har i 1984 fastsat en ADI (acceptabelt dagligt indtag) på 0,02 mg/kg legemsvægt.

Antages et barn på 10 kg at absorbere indholdet af diphenylamin i et stykke tøj på 0,5 kg fås en dosis på 1,8 mg/kg legemsvægt som enkeltdosis, hvilket er 90 gange over ADI. Risikoen for skader ved en sådan eksponering vurderes på baggrund af ovenstående at være lav. Ved gentagne eksponeringer må risikoen antages at være større, men hvilke effekter, der vil optræde, er ikke umiddelbart indlysende.

Methyldiphenylaminer

Der er fundet 2 mg methyldiphenylaminer pr. kg tekstil. Der er ikke fundet relevante data for en risikoscreening.

7.2.7 Sundhedsvurdering af toluendiisocyanat

2,4-toluendiisocyanat

2,4-toluendiisocyanat (CAS nr. 584-84-9) benævnes også 2,4-diisocyanato-1-methyl-benzen eller TDI. Det højest fundne indhold er 48 mg TDI pr. kg tekstil.

TDI er i listen over farlige stoffer klassificeret som meget giftig ved indånding, irriterende ved indånding, irriterende for øjnene og huden, samt sensibiliserende ved indånding. Isocyanater i almindelighed regnes desuden for sensibiliserende ved hudkontakt.

TDIs akutte giftighed ved indtagelse er lav, som angivet ved en oral LD₅₀ for rotter på 5.800 mg/kg (RTECS, 1999). Den akutte giftighed ved indånding er høj. Den dødelige dosis ved inhalation (LC₅₀) er for rotter ca. 14 ppm i 4 timer. Udsættelse for koncentrationer på ned til 0,002 ppm kan give kronisk nedsættelse af lungefunktionen, astmatisk bronkitis eller astma (HSDB, IRIS, 1999).

US-EPA7 (IRIS, 1999) har fastsat en RfC (Reference concentration = tolerabel koncentration) på 7 · 10^-5 mg/m³ (0,00001 ppm eller 0,01 ppb). Arbejdstilsynets grænseværdi for TDI i luft er 0,035 mg/m³ (0,005 ppm). Arbejdstilsynet betragter tillige stoffet som kræftfremkaldende, da IARC (1986) har klassificeret TDI i gruppe 2B: Muligvis kræftfremkaldende. Denne klassificering blev valgt, da der er tilstrækkeligt bevis for TDIs carcinogenicitet hos mus og rotter ved fodringsforsøg, men ikke ved inhalationsforsøg. Der er ikke tilstrækkeligt bevis for TDIs carcinogenicitet hos mennesker, fordi der kun har kunnet sættes et enkelt tilfælde af lunge-adenocarcinom i forbindelse med udsættelse for TDI, hvilket er utilstrækkeligt til at bevise en sammenhæng.

Da den aktuelle koncentration af TDI er fundet i en imiteret læderjakke, ser eksponeringsscenariet lidt anderledes ud end normalt. Huden vil normal kun være i kontakt med det imiterede læder ved hals og håndled. TDI vil kunne afdampe ved udpakning og ophængning i butikken og kan derfor muligvis påvirke salgspersonalet.

Følgende scenarium kan opstilles: 10 jakker à 1 kg ophængt i et lokale på 3 x 4 x 2,5 m. Det skønnes, at TDI-koncentrationen i et sådant lokale kan nå op på 16 mg/m³. I praksis afhænger koncentrationen i luften af mange faktorer, bl.a. i hvor høj grad TDI er fanget i materialet, diffusionshastighed, luftfugtighed, temperatur, luftskifte etc. Men beregningen viser, at det vil være relevant at udføre målinger af TDI-koncentrationen på arbejdspladser, hvor der håndteres og opbevares imiterede læderjakker med indhold af TDI.

En teoretisk luftkoncentration på 16 mg/m³ er 460 gange højere end Arbejdstilsynets grænseværdi, som gælder over en arbejdsdag. Dette er en anselig overskridelse af grænseværdien. Selv om luftkoncentrationen i praksis nok er noget mindre, må man konkludere, at salgspersonalet ud fra ovennævnte scenarium har betydelig risiko for at få kronisk nedsættelse af lungefunktionen, astmatisk bronkitis eller astma.

Det vurderes tillige, at der er en reel risiko for at få kontaktallergiske hudreaktioner ved brug af en jakke med et så højt indhold af TDI som 48 mg/kg. Af mangel på erfaring med sådanne tilfælde kan der dog ikke siges noget om, hvor stor denne risiko er, ligesom der ikke kan fastlægges en grænseværdi med hensyn til beklædningsgenstandes indhold af TDI, hvis man skal være sikker på, at de ikke kan fremkalde allergisk kontakteksem.

Man kan eventuelt drive TDI ud af materialet ved samtidig opvarmning og beluftning. Lager- og salgsrum bør være velventilerede og støvsuges regelmæssigt. Rumtemperaturen bør ikke sænkes, når personalet ikke er til stede, da det netop er dette tidspunkt, der bør benyttes til størst mulig afgasning.

7.2.8 Sundhedsvurdering af nitrotoluen

p-nitrotoluen

p-nitrotoluen (CAS nr. 99-99-0) kaldes også 4-nitrotoluen eller 1-methyl-4-nitrobenzen. Det højest fundne indhold er 6 mg p-nitrotoluen pr. kg tekstil.

p-nitrotoluen er klassificeret som giftigt ved indtagelse, inhalation og hudkontakt. Dette er ikke i overensstemmelse med de data, man kan finde for akut giftighed ved dyreforsøg i RTECS (1999), hvor LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 1.960 mg/kg, og for kaniner ved påsmøring på huden er >16 g/kg. Klassifikation som giftig skyldes muligvis erfaringer fra forgiftninger af mennesker. Effekter ved eksponering er irritation af hud, hovedpine, svaghedsfornemmelse, svimmelhed, stakåndethed, hjertebanken og methæmoglobinæmi. Methæmoglobinæmi viser sig som oftest først ved blåfarvning af læber, fingerspidser, næse og øreflipper (HSDB, 1999).

IARC (1996) har vurderet nitrotoluenerne og fundet, at de ikke kan klassificeres som kræftfremkaldende for mennesker, dvs. de er faldet i gruppe 3. Der er utilstrækkelige beviser for kræftfremkaldende effekter i såvel mennesker som dyr.

Der er ikke fundet dosis-effekt data, der muliggør et forslag til et tolerabelt dagligt indtag.

Arbejdstilsynet (1996) har fastsat en grænseværdi for koncentrationen i luft på 2 ppm eller 12 mg/m³. Stoffet er desuden markeret som hudgennemtrængeligt i grænseværdilisten.

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 3 mg nitrotoluen. Antages hele dette kvantum absorberet af et barn på 10 kg, svarer dette til en eksponering på ca. 0,3 mg/kg legemsvægt. Dette er ca. 6.500 gange mindre end LD₅₀ på rotter, som er det eneste dosis-effekt tal, vi har at sammenligne med. Hvad angår muligheden for at usandsynliggøre effekter på mennesker, vurderet ud fra den målte LD₅₀-værdi på rotter, ville en forskel på over 10.000 gange være mere sikker. Det er dog reelt umuligt at udtale sig om risikoen ved denne eksponering, men der vil næppe kunne forventes akutte, klinisk manifeste effekter.

Nitrotoluen fra tøjet kan desuden afgives til luften. Dette kan give problemer for butikspersonalet, hvis der er meget tøj i et lille lokale med dårlig ventilation.

Følgende scenarium kan opstilles: 20 lagener à 0,5 kg oplagres i et lokale på 3 x 4 x 2,5 m. Hvis hele det maksimalt fundne indhold af nitrotoluen afgives, kan koncentrationen i luften nå op på 2 mg/m³. Dette er 6 gange mindre en grænseværdien. Risikoen for skadevirkning på butikspersonalet vurderes derfor at være ringe.

7.2.9 Sundhedsvurdering af benzensulfonamider

N-butylbenzensulfonamid
N-ethyltoluensulfonamid
N-methyltoluensulfonamid

Det højest fundne indhold er 27 mg N-butylbenzensulfonamid (CAS nr. 3622-84-2). Herudover er der fundet 4 mg N-ethyltoluensulfonamid og 2 mg N-methyltoluensulfonamid pr. kg tekstil. Det har ikke været muligt at finde relevante data til en risikoscreening af disse stoffer.

7.2.10 Sundhedsvurdering af polycykliske forbindelser
Acridin

Acridin (CAS nr. 260-94-6) betegnes bl.a. med synonymerne 9-azaanthracen, 10-azaanthracen, 2,3-benzoquinolin og dibenzo(b,e)pyridin. Der er fundet 5 mg acridin pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af acridin berettiger til en klassificering som sundhedsskadelig, da LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 2.000 mg/kg (RTECS, 1999). Acridin virker irriterende på hud og slimhinder, især i næsen, hvilket kan forårsage nyseanfald. Kontakt med huden giver risiko for lysfremkaldt, irritativt eksem ved koncentrationer på ned til 0,1% i vehiklet (bærestoffet, f.eks. vaseline) (HSDB, 1999).

Den fundne koncentration af acridin i tøjet skønnes at kunne give risiko for irritativt eksem, som forværres ved lyspåvirkning af huden, samt nyseanfald.

Isoquinolin

Det højest fundne indhold er 0,9 mg isoquinolin (CAS nr. 119-65-3) pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed er relativt høj. LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 360 mg/kg (RTECS, 1999), hvilket berettiger til en klassificering som sundhedsskadelig ved indtagelse. Stoffets skadelige effekter er ikke velundersøgte.

Der er ved den fundne koncentration ringe risiko for akut forgiftning. Mangel på data tillader ikke en risikoscreening med hensyn til langtidseffekter.

Indan

Indan (CAS nr. 496-11-7) kaldes også 2,3-dihydro-1H-inden. Der er fundet 6 mg indan pr. kg tekstil.

Den akutte giftighed af stoffet er relativt lav. LD₅₀ for rotter ved oral indgift er 5 g/kg (RTECS, 1999). Stoffets skadelige effekter er ikke velundersøgte.

Der er ved den fundne koncentration ringe risiko for akut forgiftning. Mangel på data tillader ikke en risikoscreening med hensyn til langtidseffekter.

Methylindan

Der er fundet 2 mg methylindan pr. kg tekstil. På grund af manglende data er det ikke muligt at risikoscreene dette stof.

7.2.11 Sundhedsvurdering af substituerede benzener

Nitrobenzen

Der er fundet 2 mg nitrobenzen (CAS nr. 98-95-3) pr. kg tekstil.

Nitrobenzen er klassificeret som akut giftig ved indtagelse, indånding og hudkontakt. Stoffet absorberes nemt gennem hud og lunger. LD₅₀ ved oralt indtag hos rotter ligger på 600-640 mg/kg, ved hudpåsmøring 2.100 mg/kg og ved inhalation er LC₅₀ 556 ppm/4 timer. Effekter ved akut eksponering kan være hovedpine, svimmelhed og methæmoglobinæmi, men der kan også opstå eufori og fornemmelse af velvære.

Nitrobenzen er også klassificeret som kræftfremkaldende i klasse 3 (Miljø- og Energiministeriet, 1997), samt klassificeret af IARC (1996) i gruppe 2B: Muligvis kræftfremkaldende. Dette er på baggrund af data fra inhalationsforsøg med rotter og mus. Der er ingen data, der har vist, at eksponering af mennesker har givet kræfttilfælde.

Stoffet er endvidere klassificeret som reproduktionstoksisk i klasse 3 (Miljø- og Energiministeriet, 1997), da det kan give nedsat fertilitet samt skader på testikler og sædceller. Lever, nyrer og binyrer ser også ud til at kunne tage skade ved længere tids eksponering.

IRIS (1999) har beregnet en RfD (referencedosis, svarer til TDI) på 0,0005 mg/kg legemsvægt pr. dag, ud fra det laveste effektniveau ved inhalationseksperimenter i mus og rotter.

Arbejdstilsynet (1996) har fastsat en grænseværdi for nitrobenzen i luft på 1 ppm eller 5 mg/m³.

0,5 kg tøj indeholder maksimalt 1 mg nitrobenzen. Antages hele dette kvantum absorberet af et barn på 10 kg, svarer dette til en eksponering på ca. 0,1 mg/kg legemsvægt. Dette er 200 gange mere end RfD.

Nitrobenzen fra tøjet kan desuden afgives til luften. Dette kan give problemer for butikspersonalet, hvis der er meget tøj i et lille lokale med dårlig ventilation.

Følgende scenarium kan opstilles: 20 bluser à 0,5 kg ophængt i et lokale på 3 x 4 x 2,5 m. Hvis hele det maksimalt fundne indhold af nitrobenzen afgives, kan koncentrationen i luften nå op på 0,67 mg/m³. Dette er 7,5 gange mindre end grænseværdien.

Nitrobenzen lugter ligesom skosværte og kan erkendes ved 1,9 ppm i luften. Hvis tøjet lugter af skosværte, bør man undgå det.

(1-chlor-1-methylundecyl) benzen

(1-chlordodecyl)benzen

3,5-dinitrobrombenzen

Der er fundet 1 mg (1-chlor-1-methylundecyl)benzen og 1 mg (1-chlordodecyl)benzen pr. kg tekstil samt 2 mg 3,5-dinitrobrombenzen pr. kg tekstil. Der er ikke fundet relevante data til en risikoscreening af disse stoffer.

7.2.12 Metaller

Der er fundet forskellige metaller i tekstilprøverne, som angivet i tabel 7.3. Det har ikke ved analysen været muligt at fastslå, hvilken form metallerne forelå på, så indholdet er angivet som rent metal, selv om det næppe er det, der er tale om, når metallerne findes i tekstilerne. Af afsnit 5.3.7 fremgår det, at nogle metaller forekommer som urenheder i farvestoffer eller fibre, andre forekommer som del af farvestoffer eller pigmenter, f.eks. kobber i kobberphthalocyaniner. Andre metaller kan indgå i anvendte biocider, f.eks. tin i organotinforbindelser. De fundne metaller stammer under alle omstændigheder fra selve tekstilet (herunder pigmenter i tryk mv.) og ikke fra metalliske genstande på/i tekstilet såsom lynlåse, knapper etc.

Giftighed og tilgængelighed

Om metallerne kan det generelt siges, at giftigheden og tilgængeligheden er meget afhængig af, hvilken kemisk form metallerne findes på (specieringen) samt deres binding til fibre eller andre komponenter i tekstilet (f.eks. trykfarve). De foreliggende analyser fortæller ikke noget om metallernes speciering eller bindingsforhold i tekstilet. Det er derfor meget vanskeligt at udtale sig om den reelle eksponering og deraf følgende risiko. Det er dog rimeligt at antage at forekomsten af følgende metaller, i de målte koncentrationer, er uden risiko:

zink	(bruges i hudpræparater, metabolismeforstyrrelser er kun relevant ved betydeligt og regelmæssigt oralt indtag)
kobber	(kritisk effekt kun relevant ved betydeligt oralt indtag)
mens forekomster af følgende metaller er forbundet med en vis risiko:
barium	(risiko ved støv og letopløselige forbindelser)
cadmium	(indtag af støv mm. bidrager til ophobning af cadmium i kroppen)
cobalt	(kan være sensibiliserende)
chrom	(kan være sensibiliserende)
nikkel	(kan være sensibiliserende)
bly	(indtag af støv m.m. bidrager til ophobning af bly i kroppen)
arsen	(risiko ved støv og letopløselige forbindelser)
kviksølv	(kan være sensibiliserende, og indtag af støv mm. bidrager til ophobning af kviksølv i kroppen)
tin	(risiko ved støv og letopløselige forbindelser)

En oversigt over de maksimale koncentrationer, som er fundet i tekstilerne, grænseværdier og kritisk effekt fremgår af tabel 7.3.

Herudover henvises til metaller og metalforbindelsers klassifikationsstatus i UPH-vurderingen i bilag 2.

Tabel 7.3 Se her...
Metaller fundet i tekstilprøverne, deres maksimale, fundne koncentration, grænseværdi for indtagelse, samt kritiske effekter ved indtagelse og hudkontakt

7.2.13 Sundhedsvurdering af stofkombinationer

Mulighederne for interaktioner mellem de mange forskellige stoffer er talrige og helt uoverskuelige. Det ville derfor være en større opgave at lave en detaljeret risikoscreening for hver enkelt stykke tøj. Generelt kan man sige, at risikoen er højst ved det tøj, som både indeholder hudirriterende stoffer og andre risikable stoffer. Hvis huden er irriteret, øges hudens gennemtrængelighed for de kemiske stoffer nemlig. Dermed øges også risikoen for allergisk kontakteksem og systemiske forgiftninger.

I ovenstående er de fundne stoffer risikoscreenet et for et. Det er imidlertid vigtigt at bemærke, at mange af stofferne findes i de samme stykker tøj, f.eks. findes der tre forskellige nitroaniliner i prøve nr. 2: Habitbukser og prøve nr. 12: Sort imiteret læderjakke. Prøve nr. 22: Polyester T-shirt med PVC-tryk "Ronaldo" indeholder f.eks. en stor og varieret kombination af kemikalier.

I disse tilfælde kan man, når stoffernes effekter er af samme art og mekanisme, f.eks. methæmoglobinæmi, regne stofferne som ét, dvs. addere risikoen. De tekstilprøver, hvori vi har fundet flere forskellige methæmoglobindannere, er opregnet i tabel 7.4. Methæmoglobinæmi er en tilstand, hvor blodets hæmoglobin i større eller mindre grad er forhindret i at transportere ilt ud i vævene. Risikoen for, at der opstår methæmoglobinæmi med blåfarvning af fingerspidser og læber ved de tilstedeværende koncentrationer, må anses for lav. Men vedvarende, svage grader af methæmoglobinæmi er heller ikke gunstigt, især ikke for børn og gravide, hvor resultatet kan blive forsinket eller forringet udvikling og indlæringsevne.

Følgende fundne stoffer kan give methæmoglobinæmi:

p-chloranilin
p-nitroanilin
m-nitroanilin
nitrobenzen
p-nitrotoluen

Følgende stoffer giver sandsynligvis også methæmoglobinæmi, men data er ikke fuldt oplysende:

2-chlor-4-nitroanilin
6-brom-2,4-dinitroanilin
6-chlor-2,4-dinitroanilin
2-cyano-4-nitroanilin
3,5-dinitrobrombenzen
2-brom-6-chlor-4-nitroanilin
6-methyl-3-nitroanilin
4-methyl-3-nitroanilin
4-chlor-2-nitroanilin

Tabel 7.4
Tekstilprøver med indhold af flere forskellige mulige methæmoglobindannere

Prøvenr. og beskrivelse	Koncentration [mg/kg tøj]	Kemisk navn for mulig methæmoglobin-danner
2: Mørkeblå farvet, vaskbar habitbuks af polyester/uld	68	6-brom-2,4-dinitroanilin
	3	6-chlor-2,4-dinitroanilin
	2	3,5-dinitrobrombenzen
3: Rødlig farvet nederdel af polyester/uld	3	2-cyano-4-nitroanilin
3: Rødlig farvet nederdel af polyester/uld	2	2-chlor-4-nitroanilin
5: Trykt rødligt sengelinned af 100% bomuld	64	6-methyl-3-nitroanilin
	18	p-chloranilin
	6	4-methyl-3-nitroanilin
	6	p-nitrotoluen
6: Gullig farvet dynebetræk af 100% bomuld	7	6-methyl-3-nitroanilin
	4	p-chloranilin
	1-2	4-methyl-3-nitroanilin
	1	p-nitrotoluen
12: Sort imiteret læderjakke, 100% polyester med "PVC"-belægning og nylonfor	18	6-brom-2,4-dinitroanilin
	5	6-chlor-2,4-dinitroanilin
21: Gullige farvede dame- bukser i 100% polyester	64	p-nitroanilin
	13	4-chlor-2-nitroanilin
	2	2-chlor-4-nitroanilin
22: Gul farvet T-shirt af 100% polyester med PVC-tryk "Ronaldo"	110	p-nitroanilin
	3	m-nitroanilin
	2	nitrobenzen

7.2.14 Opsummering

Den sundhedsmæssige risikoscreening af de fundne stoffer i tekstilerne viser, at følgende stoffer (se tabel 7.5) ud fra "worst-case" betragtninger kan være problematiske, idet de fundne koncentrationer muligvis kan give en risiko for skadelige effekter hos brugerne af tekstilerne og/eller salgspersonalet.

Tabel 7.5
Stoffer der potentielt kan være problematiske for brugere og butikspersonale.

Stofnavn	Risiko for forbruger	Risiko for butikspersonale
Nikotin	+	-
Nitrobenzen	+	-
Naphthalen	(-)	+
o-Chlorphenol	(+)	+
C₃-alkylbenzener	+	-
C₄-alkylbenzener	+	-
Tetrachlorethylen	+	-
p-chloranilin	+	-
p-nitroanilin	+	-
Toluendiisocyanat	+	+
DEHP	(+)	-
Acridin	(+)	(+)
Letopløselige bariumforbindelser	(+)	(+)
Cadmium	(+)	(+)
Cobalt	(+)	-
Nikkel	(+)	-
Chrom	(+)	-
Bly	(+)	(+)
Arsen	(+)	(+)
Kviksølv	(+)	(+)
Tin	(+)	(+)

+ = risiko;

(+) = lille risiko;

(-) = grænsetilfælde;

- = ingen risiko

Visse farvestoffer kan være allergifremkaldende, men ingen af disse er fundet i de analyserede prøver.

Det kan ikke udelukkes, at også andre fundne stoffer kan være problematiske, men der ikke er fundet tilstrækkeligt med toksikologiske data om dem til en risikoscreening. Det drejer sig om:

2-brom-6-chlor-4-nitroanilin
3,5-dinitrobrombenzen
N-ethyltoluensulfonamid
N-butylbenzensulfonamid
N-methyltoluensulfonamid
6-methyl-3-nitroanilin
4-methyl-3-nitroanilin
4-chlor-2-nitroanilin
2-chlor-4-nitroanilin
6-brom-2,4-dinitroanilin
6-chlor-2,4-dinitroanilin
2-cyano-4-nitroanilin
isoquinolin
indan
methyldiphenylamin
(1-chlordodecyl)benzen
(1-chlor-1-methylundecyl)benzen
methylindan
2-methylnaphthalen

Nogle tekstiler indeholder flere forskellige stoffer, som i kombination kan være problematiske, fordi de alle kan give eller sandsynligvis kan give methæmoglobinæmi:

p-chloranilin
p-nitroanilin
m-nitroanilin
nitrobenzen
p-nitrotoluen
2-chlor-4-nitroanilin
4-chlor-2-nitroanilin
6-brom-2,4-dinitroanilin
6-chlor-2,4-dinitroanilin
2-cyano-4-nitroanilin
3,5-dinitrobrombenzen
2-brom-6-chlor-4-nitroanilin
6-methyl-3-nitroanilin
4-methyl-3-nitroanilin

De ovennævnte risikable stoffer er fundet ud fra en "worst-case" beregning, og det kan diskuteres, hvor realistisk denne beregning er.

Forudsætningen om, at tøjet vejer 500 g vil næppe være opfyldt i de tilfælde, hvor der er tale om en T-shirt til børn. Her er 200 g nok mere realistisk. Til gengæld kan f.eks. sengetøj, dvs. lagner, pude- og dynebetræk måske overstige forudsætningen om, at den del af tekstilet, som man er i kontakt med, vejer 500 g.

Forudsætningen om, at hele tekstilets indhold af det pågældende kemikalie er tilgængeligt for absorption, holder ikke i alle tilfælde. Dette tyder udvaskningsforsøgene bl.a. på. Men udvaskningsprocenterne varierer meget, fra under 1‰ til 100%. Det samme stof udvaskes ikke i lige stor grad fra alle slags tekstiler, f.eks. varierer udvaskningsgraden af nikotin fra 2 til 62% inden for de 8 prøver, hvori der er fundet nikotin. En stor udvaskningsprocent må tages som udtryk for, at stoffet ikke er særligt fast bundet, og sådanne stoffer må antages at kunne afsættes forholdsvist nemt på forbrugerens krop, inden tekstilet bliver vasket første gang. Vi ved ikke, hvor tilgængelige stoffer, som ikke udvaskes, er, ligesom vi heller ikke ved, hvor tilgængelige restkoncentrationer efter vask er.

Endelig skal det bemærkes, at det er begrænset, hvor repræsentative vores stikprøver er, samt at der godt kan være andre stoffer til stede i tekstiler, end dem vi har fundet ved denne undersøgelse. Der kan også findes tekstiler, som indeholder såvel større som mindre koncentrationer af stoffer, end hvad vi har fundet. Variationsmulighederne er uendelige.

Der er således store usikkerheder ved "worst-case" beregninger. I de tilfælde, hvor vi har fundet, at der ud fra "worst-case" betragtninger kan bestå en risiko for forbrugerens eller butikspersonalets helbred, kan man få nærmere oplysning om risikoens størrelse ved konkrete målinger og/eller sandsynlighedsbaserede risikoanalyser for de enkelte stoffer.

[Forside] [Indhold] [Forrige] [Næste] [Top]