¹ Der anvendes 5 store grupper af stoffer som blødgørere: citrater, phosphater, adipater, sebacater og phthalater.

    ² De chelater, der anvendes idag er videreudviklet ud fra titanacetylacetonat, som er det stof, der først blev anvendt i denne funktion i trykfarver.

    ³ Mange andre polymertyper end acrylater har været forsøgt til vandfortyndbare systemer; men acrylater er stadig de mest udbredte. Derfor er der acrylater valgt som bindemiddel i casen. Acrylatpolymererne fremstilles ved emulsionspolymerisation som tidligere gav anledning til store restmonomerindhold. I vore dage er restmonomerindholdet på ppm-niveau.

_______________________

    ⁴ Mængden af cosolvent kan variere mellem 1 og 8%. 4% er valgt som repræsentativ gennemsnitsværdi.

    ⁵ Indholdet af amin i vandfortyndbare trykfarver vil i de fleste tilfælde nødvendiggøre ventilation.

    ⁶ Skumdæmpere kan også være langkædede alkoholer; silicone er udvalgt som et typisk eksempel.

    ⁷ Der er praktisk talt ingen kommerciel erfaring med anvendelse af UV-farver til flexografi i Danmark. Recepten er derfor et forholdsvis usikkert estimat af en typisk farve. Der sker på internationalt plan en udvikling af området. Det er på nuværende tidspunkt ikke muligt at vurdere, hvilke karakteristika ved UV-farver, der vil blive de dominerende, hvilket gør det svært at give et eksempel på sammensætningen af en typisk farve.

    ⁸ Der er meget stort spektrum af stoffer at vælge indenfor, ligesom forholdet mellem prepolymer og monomer også kan variere meget. Det er dog et typisk træk, at viskositeten af farven er høj, hvilket kan medføre, at anlægget skal ændres ved overgang til UV-farver.

3. Opgørelse

3.1 Produktion af trykfarver
3.1.1 Opløsningsmiddelholdige trykfarver
3.1.2 Vandfortyndbare trykfarver
3.1.3 UV-hærdende trykfarver
3.2 Trykning
3.2.1 Opløsningsmiddelbaserede trykfarver
3.2.2 Vandfortyndbare trykfarver
3.2.3 UV-hærdende trykfarver
3.3 Anvendelse
3.4 Bortskaffelse

I dette kapitel opgøres de kvantitative og kvalitative data, der haves om de faser i livscyklus, der er inddraget i projektet. Kapitlet er organiseret på den måde, at hver livscyklusfase er beskrevet for sig med hensyn til de kvantitative data, der stammer fra de foretagne virksomhedsbesøg samt eventuelle supplerende data.

Dataene fra virksomhedsbesøgene er opsummeret i bilag 3. Beskrivelse af selve trykkeprocessen er givet i den delrapport, der er udarbejdet af EnPro ApS, og der henvises derfor til denne for en nærmere beskrivelse.

3.1 Produktion af trykfarver

Det amerikanske EPA har gennemført en kortlægning af mulige forureningsbegrænsende foranstaltninger i farve- og lakproducerende virksomheder (EPA, 1990). På det detaljeringsniveau, som kortlægningen befinder sig på skønnes resultaterne også at være dækkende for produktion af trykfarver. Kortlægningen udpegede følgende spild som de vigtigste:

• Emballage fra råvarer

• Udledning af pigmentstøv til luft i forbindelse med tilførsel af pigment til blandeprocessen

• Udledning af flygtige organiske forbindelser til luft stammende fra lager og åbne processer

• Produkter, der ikke lever op til farvespecifikationer

• Spild af produkt på grund af uheld

• Vand fra afskylning af udstyr efter rensning

• Forurenet opløsningsmiddel fra afrensning af udstyr

• Malingsslam stammende fra afvaskningsprocesser

• Filterpatroner fra støvfiltre

3.1.1 Opløsningsmiddelholdige trykfarver

Tabel 3.1. Eksponering for en række organiske opløsningsmidler ved fremstilling af flexotrykfarver.

Disse koncentrationer er relativt lave i forhold til gældende danske grænseværdier, men det er ikke muligt på det foreliggende grundlag at vurdere, hvor typiske de er . Der er endvidere mulighed for hudkontakt med de anvendte råvarer samt den færdige trykfarve. Omfanget af denne eksponering afhænger af processens udformning mv.

Ved fremstillingen af opløsningsmiddelholdige trykfarver vil der være en større eller mindre grad af emission af disse stoffer til den omgivende luft. Typiske værdier haves ikke.

Rengøring af procesudstyr vil for denne type af trykfarver typisk foregå ved hjælp af organiske opløsningsmidler. Forurenet afrensningsmiddel vil skulle bortskaffes som kemikalieaffald. Der haves ingen oplysninger om den typiske affaldsmængde.

Der haves ingen oplysninger om energiforbruget ved fremstillingen.

3.1.2 Vandfortyndbare trykfarver

Fremstillingsprocessen for denne type er analog til den ovenfor beskrevne med deraf følgende mulighed for eksponering for pigmentstøv i arbejdsmiljøet. På grund af tilstedeværelsen af cosolventer i denne type af trykfarver er der også her risiko for fordampning af opløsningsmidler med deraf følgende eksponering af arbejdskraften og det omgivende miljø.Typiske værdier haves ikke.

Arbejdskraften vil også for denne type have risiko for hudkontakt med råvarer og færdigt produkt.

Ved rengøring af procesudstyr anvendes normalt vandige rengøringsmidler. Formodentlig vil en del af de trykfarverester, der fjernes fra udstyret samt rengøringsmidler og -vand blive bortskaffet til kloak. Der haves ingen informationer om hvilke rensningsmetoder, der anvendes og i hvor stor udstrækning, ligesom der ikke haves oplysninger om de typiske mængder af miljøfarlige stoffer i spildevandet.

Der haves ingen oplysninger om energiforbruget ved fremstillingen.

3.1.3 UV-hærdende trykfarver

Denne fremstillingsproces vil også være principielt analog til det ovenfor beskrevne. På grund af fraværet af flygtige forbindelser (jf. afsnit 4) vil forureningen af luften såvel i arbejdslokaler som i det omgivende miljø være minimal. Som beskrevet nedenfor i afsnit 3.2.3 kan det dog ikke helt udelukkes, at der sker en fordampning af de monomerer, der anvendes i trykfarverne.

Hudkontakt

Også i denne proces er der risiko for hudkontakt. Det er ikke muligt at kvantificere denne kontakt, men i lyset af den store risiko for allergisk kontakteksem som råvarerne frembyder, bør al eksponering undgås. Dette aspekt er diskuteret nærmere i afsnit 5.

Rengøring

Der haves ingen oplysninger konkrete oplysninger om, hvorledes og med hvilke rengøringsmidler procesudstyret afvaskes. Såfremt der anvendes vandige midler, der ledes til kloak er der mulighed for, at de reaktive acrylatforbindelser udledes til miljøet. Det skønnes imidlertid usandsynligt, at dette sker i praksis.

Energiforbrug

Der haves ingen oplysninger om energiforbruget ved fremstillingen.

3.2 Trykning

Tabel 3.2. Opgørelse af ressourceforbrug og spild for de 9 besøgte trykkerier. Virksomhederne er opdelt i 3 grupper efter hvilket substrat, de trykker på. Virksomhed 6 er placeret i papirgruppen, men trykker 90% på papir og resten på plast. Data om ressourceforbrug er relateret til den funktionelle enhed "1 m² substrat" mens spilddata er opgjort som % affald i forhold til det totale forbrug.   Se her

6 af de besøgte virksomheder anvender opløsningsmiddelbaserede trykfarver, men for én af disse er der dog kun tale om en ganske lille mængde. 4 af virksomhederne har punktudsug ved hvert trykværk, og én af disse er den virksomhed, der kun anvender en ganske lille mængde opløsningsmiddelbaseret farve. én af de resterende virksomheder har kun rumventilation og for den sidste virksomheds vedkommende er det uklart, hvorvidt der er tale om rumventilation eller punktudsugning.

Den virksomhed, der kun anvender en lille mængde opløsningsmiddelbaseret farve har kulfilter på sit afkast, mens én af de øvrige virksomheder, der har punktudsug fjerner opløsningsmidlerne fra afkastluften ved hjælp af termisk dekomponering. Dette skulle angiveligt reducere mængden af VOC med 99,9%. 2 af de øvrige virksomheder genvinder varmen i afkastluften.

Afslutningvist skal det nævnes, at en virksomhed, der sælger anlæg til regenerativ termisk oxidation af afkastluft indeholdende VOC anfører, at typiske VOC-mængder i afkast fra flexotrykkerier er 0-6 g/Nm³ (CTP, uden år).

3.2.2 Vandfortyndbare trykfarver

7 af de undersøgte virksomheder anvender vandfortyndbare trykfarver; 2 af disse dog kun i mindre mængder. Med hensyn til spildevandsrensning har 2 af virksomhederne membranfiltrering; men den ene virksomhed udfører for tiden efter aftale med kommunen et forsøg, hvor de udleder spildevandet urenset. én af de virksomheder, som kun anvender vandfortyndbare trykfarver i mindre mængde sender sit spildevand til Kommunekemi.

2 af de virksomheder, der udelukkende trykker med vandfortyndbare produkter har punktudsug, og én af disse renser afkastluften ved hjælp af et kulfilter (80% reduktion af VOC-mængden). Den anden genvinder varmen fra afkastluften.

3.2.3 UV-hærdende trykfarver

Af de undersøgte virksomheder anvender kun 2 af de tre etikettetrykkerier UV-hærdende trykfarver i form af lak. Generelt var man på de besøgte virksomheder meget afventende over for at indføre UV-hærdende trykfarver, idet man refererede til ældre erfaringer i branchen, hvor der var problemer med at opnå en tilstrækkelig hærdning af trykfarverne. Virksomhederne så dette som såvel et teknisk som et arbejdsmiljømæssigt problem. (Lakker, der jo ikke indeholder pigmenter, udviser ikke sådanne hærdningsproblemer).

Der er fundet en enkelt undersøgelse, der belyser eksponeringen for monomere acrylater. Undersøgelsen er foretaget i en række svenske trævirksomheder, der anvender UV-hærdende lak. Resultaterne angående eksponeringsniveauernes størrelse antages dog at have generel relevans for overfladebehandling med sådanne produkttyper. Generelt var koncentrationen i åndedrætszonen for de personer, der arbejdede langs UV-lakeringslinjen under detektionsgrænsen på 2 m g/m³. For to af de relevante monomere (1,6-hexandiacrylat og tripropylenglycoldiacrylat) fandtes dog koncentrationer på hhv. 15 og 5 m g/m³ for en af de eksponerede. For andre personer, der arbejdede med at indføre træet på lakeringslinjen (hand fillers) fandtes koncentrationer af den sidstnævnte acrylat på 8-14 m g/m³ med et gennemsnit på 11 m g/m³ (Nylander-French et al., 1994). I den samme undersøgelse fandtes tillige eksponering for benzophenon (der fungerer som fotoinitiator i UV-hærdende systemer) hos alle de undersøgte personer. Koncentrationerne lå i området fra detektionsgrænsen på 1m g/m³ til 30 m g/m³; de højeste værdier hos de personer, der indførte træet på lakeringslinjen.

UV-lamperne, der anvendes til hærdningsprocessen giver anledning til ozon-dannelse. Nylander-French og medarbejdere (1994) målte også koncentrationen af ozon i udsugningskanalen fra lamperne og i åndedrætszonen hos personer, der arbejdede i nærheden af lamperne. Disse undersøgelser blev foretaget på 4 ud af de 8 involverede virksomheder. I ventilationskanalen varierede ozonkoncentrationen fra 0.05 til 3.0 ppm på det tidspunkt, hvor lamperne blev tændt, og koncentrationen stabiliserede sig i området 0.01-0.8 ppm. Eksponeringen af arbejdskraften var mindre end 0.01 ppm i alle 4 virksomheder.

3.3 Anvendelse

Der er ikke i litteraturen fundet oplysninger om specifikke miljøeffekter ved anvendelse af produkter, der har tryk påført ved flexografiske teknikker. Umiddelbart skønnes det, at miljøeffekterne i denne fase af livscyklus er ubetydelig. Ud fra erfaringer fra andre grafiske områder kan der dog udpeges 2 eksponeringsmuligheder.

Såfremt de opløsningsmidler, der indgår i trykfarven ikke fordamper inden det trykte produkt forlader trykkeriet er der risiko for, at personer, der senere håndterer tryksagen kan indånde opløsningsmidler. Denne er bl.a. beskrevet som arbejdsmiljøproblem ved håndtering af brochurer og blade trykt ved magasindybtryk.

Hvis der er rester af monomere acrylatforbindelser i tryksager, der er trykt med UV-hærdende trykfarver (hvilket kan være tilfældet, hvis hærdningen har været utilstrækkelig) vil personer, der håndterer tryksagerne efterfølgende kunne have risiko for hudkontakt med disse forbindelser. Endvidere kan uhærdet materiale migrere igennem det trykte materiale hvis der ikke er barrierer imod dette. Denne migrering kan være et problem ved emballering af fødevarer.

3.4 Bortskaffelse

Heller ikke for denne fases vedkommende er der fundet oplysninger om miljøeffekter. Umiddelbart skønnes det, at den største potentielle miljøbelastning ved bortskaffelse er frigivelse af eventuelle metaller stammende fra de pigmenter, der er anvendt i trykfarverne.

4. Vurdering

4.1 Sundheds og miljøeffekter ved pigmenter
4.1.1 Pigmenter indeholdende metaller
4.1.2 Pigmenter baseret på kræftfremkaldende aromatiske aminer
4.2 Sundhedseffekter ved trykning generelt
4.3 Opløsningsmiddelbaserede flexotrykfarver
4.3.1 Sundhedseffekter ved udsættelse for organiske op løsningsmidler
4.3.2 Sundhedseffekter ved udsættelse for opløsningsmidler ved flexografisk trykning
4.3.3 Sundhedsmæssig vurdering af en række indholdsstoffer
4.3.4 Miljøeffekter ved organiske opløsningsmidler generelt
4.3.5 Miljømæssig vurdering af indholdsstoffer
4.4 Vandfortyndbare flexotrykfarver
4.4.1 Sundhedsmæssig vurdering af indholdsstoffer
4.4.2 Miljømæssig vurdering af indholdsstoffer
4.5 UV-hærdende flexotrykfarver
4.5.1 Sundhedsmæssig vurdering af indholdsstoffer
4.5.2 Miljømæssig vurdering af indholdsstoffer

I dette kapitel gives en beskrivelse og vurdering af de miljø- og sundhedsmæssige effekter ved typiske indholdskomponenter i de tre typer af flexotrykfarver. Vurderingen er foretaget ved hjælp af den metode til effektvurdering, der er beskrevet i bilag 1. De stoffer, hvis effekter ifølge denne metode medfører, at stofferne skal betegnes som hhv. miljøfarlige eller sundhedsfarlige er udpeget.

4.1 Sundheds og miljøeffekter ved pigmenter

Organiske pigmenter, der indgår i trykfarver, kan være af mange forskellige typer, og en lang række af disse har specifikke giftvirkninger. Der er imidlertid ikke principiel forskel på de pigmenttyper, der indgår i de forskellige typer af flexotrykfarver. Det er derfor ikke relevant at foretage en detaljeret vurdering og sammenligning af de forskellige typer i herværende projekt. Der skal derfor kun gives en kort karakteristik af de typer af pigmenter, der er mest problematiske ud fra et sundhedsmæssigt eller miljømæssigt synspunkt.

4.1.1 Pigmenter indeholdende metaller

En lang række organiske pigmenter har typisk indeholdt kompleksbundne metaller. Hertil kommer, at de fleste uorganiske pigmenter (som dog ikke er relevante i nærværende projekt) også er baserede på metaller.

De metaller, der især har været fokus på i forbindelse med organiske pigmenter er: Arsen, cadmium, chrom, kviksølv, nikkel, bly, antimon, zink og kobber. De to sidstnævnte er især i fokus på grund af deres miljømæssige effekter, mens de øvrige er problematiske såvel ud fra et sundhedsmæssigt som ud fra et miljømæssigt synspunkt.

Der anvendes endvidere en række metalholdige katalysatorer og øvrige hjælpestoffer ved fremstilling af pigmenter, der ikke i sig selv er baserede på metal. Derfor kan det være meget svært altid at sikre, at det færdige pigment ikke indeholder små mængder af de ovenfor nævnte metaller. Imidlertid vil metallerne kunne give miljø- og sundhedsmæssige problemer ved håndtering lige gyldigt hvor de kommer fra.

4.1.2 Pigmenter baseret på kræftfremkaldende aromati-ske aminer

Ved fremstilling af pigmenter baseret på azoforbindelser anvendes aromatiske aminer som råvarer i fremstillingsprocessen. Mange af disse forbindelser er kræftfremkaldende, og vil således udgøre en sundhedsrisiko under fremstillingen af pigmentet (en proces der dog jf. afsnit 2 ikke er medtaget i nærværende projekt). Azoforbindelserne vil ved håndtering senere i livscyklus kunne spaltes og derved medføre eksponering for de aromatiske aminer, som de er fremstillet ud fra.

Der er ikke søgt efter undersøgelser, der belyser de sundhedsmæssige effekter af trykkeriarbejde generelt. WHOŽs kræftforskningscenter IARC har dog i sin seneste publikation (IARC, 1996) beskæftiget sig med trykkeprocesser og trykfarver og resultaterne herfra skal kort beskrives. Da de vurderede undersøgelser imidlertid ikke i langt de fleste tilfælde beskæftiger sig med trykkeriarbejdere generelt er det ikke muligt at uddrage nogle specifikke konklusioner om flexografi og slet ikke om forskellen mellem forskellige typer af trykketeknikker herindenfor.

Der findes en lang række epidemiologiske undersøgelser af kræftrisikoen ved trykkerierhvervet; men en stor del af disse er ikke af en tilstrækkelig kvalitet til at tillade en vurdering. Dog er de undersøgelser der belyser kræft i lunger, svælg, urinblære og nyrer samt undersøgelserne, der involverer leukæmi tilstrækkelige til at give et konsistent billede. På baggrund af de vurderede undersøgelser konkluderes det, at der er begrænset dokumentation for, at erhvervsmæssig udsættelse i forbindelse med trykkeprocesser er kræftfremkaldende. Dette indplaceres derfor i IARCs gruppe 2B (Muligvis kræftfremkaldende for mennesker). Derimod er det ikke muligt at vurdere den kræftfremkaldende effekt af trykfarver, som derfor indplaceres i gruppe 3 (Kan ikke klassificeres med hensyn til kræftfremkaldende effekter i mennesker).

Selv om formålet med IARCs vurdering af den tilgængelige litteratur er at belyse kræftrisikoen ved trykkeriarbejde og trykfarver er der også draget en række generelle konklusioner vedrørende sundhedseffekter. Det konkluderes således, at det ikke er muligt at finde en konsistent sammenhæng mellem ansættelse i trykkeribranchen og sygelighed. En anden væsentlig konklusion er, at UV trykfarver er en hyppig årsag til allergisk kontakt eksem. Endelig er en lang række pigmenter og farvestoffer fundet at være mutagene i tests med Salmonella typhimurium (AmesŽ test).

4.3 Opløsningsmiddelbaserede flexotrykfarver

Nedenfor er gengivet de typerecepter for opløsningsmiddelbaserede flexotrykfarver til trykning på hhv. plast og papir, der blev introduceret i afsnit 2. På baggrund heraf vil der blive givet en kort karakteristik samt en sundhedsmæssig og miljømæssig vurdering af hver af de nævnte typer af indholdsstoffer. Indledningsvist gives der dog først en kort beskrivelse af hhv. de vigtigste sundhedsmæssige og de vigtigste miljømæssige karakteristika ved organiske opløsningsmidler.

Tabel 4.1. Typerecepter for opløsningsmiddelbaserede farver.

4.3.1 Sundhedseffekter ved udsættelse for organiske opløsningsmidler

Organiske opløsningsmidler er generelt flygtige, brandfarlige væsker, og ved erhvervsmæssig udsættelse er den betydeligste eksponeringsvej indånding af dampe. De fleste opløsningsmidler kan også i højere eller lavere grad optages gennem huden.

På grund af de fedtopløsende egenskaber har organiske opløsningsmidler en række fælles sundhedseffekter; men da de kemisk set er meget forskellige er styrken af disse effekter forskellig fra stof til stof, og en lang række opløsningsmidler har udover de generelle egenskaber også specifikke sundhedhedseffekter.

Den mest velkendte generelle effekt af organiske opløsningsmidler er påvirkning af centralnervesystemet, såvel ved akut påvirkning som ved langvarig udsættelse. Ved akut udsættelse ses nedsat reaktionsevne og koordineringsevne og ved højere koncentrationer beruselse, hovedpine, svimmelhed, bevidsløshed og ved meget store mængder kan det medføre døden. Gentagen udsættelse for organiske opløsningsmidler kan medføre vedvarende skader på centralnervesystemet i form af unormal træthed, irritabilitet, hukommelsesbesvær og personlighedsændringer.

Organiske opløsningsmidler har endvidere det fællestræk, at de virker affedtende på huden, hvilket ved gentagen hudkontakt kan medføre rødmen og irritation og i alvorlige tilfælde toksisk eksem. Dampene fra de fleste opløsningsmidler virker endvidere irriterende på slimhinderne, hvilket kan medføre irritation af øjne og luftveje.

4.3.2 Sundhedseffekter ved udsættelse for opløsningsmid-ler ved flexografisk trykning

Der findes kun få undersøgelser, der belyser sundhedseffekten ved udsættelse for organiske opløsningsmidler ved flexografisk trykning. En enkelt dansk undersøgelse har beskæftiget sig med symptomer og sundhedseffekter hos 21 flexotrykkere (Bonde, Mortensen & Johansen, 1987; her citeret fra Riihimäki, 1990). Disse havde været udsat for en blanding af ethanol, isopropylalkohol og ethylacetat. Koncentrationen havde tidligere ligget på grænseværdierne, men var ved undersøgelsens gennemførelse nedsat væsentligt (til ca. 60 mg/m³ for ethylacetat). Otte af disse flexotrykkere havde subjektive symptomer i form af træthed, hukommelsesbesvær, koncentrationsbesvær og mangel på initiativ. I 3 af disse sås let eller let til moderat hjerneskade ved en objektiv undersøgelse. Forfatterne konkluderede, at for én af de eksponerede var udsættelse for organiske opløsningsmidler den eneste sandsynlige årsag til effekterne.

Sædkvaliteten blev også undersøgt hos 19 af de eksponerede, og hos 18 af disse fandtes normal sædkvalitet. Det unormale fund hos én af de eksponerede skyldtes en kendt påvirkning, der ikke var erhvervsrelateret.

4.3.3 Sundhedsmæssig vurdering af en række indholdsstoffer

Nedenstående gives en karakteristik og sundhedsmæssig vurdering af en række komponenter i opløsningsmiddelbaserede flexotrykfarver.

Cellulosenitrat

Cellulosenitrat (som også kaldes nitrocellulose) er et syntetisk bindemiddel, der fremstilles ved en reaktion mellem oprenset cellulose og salpetersyrling under tilstedeværelsen af svovlsyre. I modsætning til cellulose er cellulosenitrat opløselig i organiske opløsningsmidler. Cellulosenitrat danner en meget hård og sprød film, hvorfor det er nødvendigt at anvende blødgørere.

Der haves ingen specifikke oplysninger om de sundhedsmæssige effekter af cellulosenitrat. Da der er tale om en polymer forventes det ikke, at denne komponent skal betragtes som et sundhedsmæssigt problematisk i forhold til de opstillede kriterier.

Polyamid

Polyamid eller poly(iminocarbonylpentamethylen) er en polymer med molvægt fra 14.000 - 20.000. En af de kendteste repræsentanter for denne gruppe er nylon.

Polyamid fremstilles ved reaktion mellem diaminer og dialkoholer. Der haves ingen specifikke oplysninger om de de sundhedsmæssige effekter af polyamid. Da der er tale om en polymer forventes det ikke, at denne komponent skal betragtes som et sundhedsmæssigt problematisk i forhold til de opstillede kriterier. Dog kan tilstedeværelsen af store mængder af de monomerer, der anvendes ved fremstillingen, i det færdige produkt evt. medføre en ændret vurdering. Der haves dog ingen oplysniger om dette forhold.

Modificeret naturharpiks

Naturharpiks (kolophonium) kommer fra fyrretræer og består af en blanding af forskellige organiske syrer, der alle er opbygget i et ringsystem med 20 C-atomer, f.eks. abietinsyre. For at forbedre de tekniske egenskaber kan det modificeres ved:

• reaktion med calciumhydroxid eller zinkoxid

• forestring med glycerol eller pentaerytritol

• kemisk forbehandling efterfulgt af forestring med maleinsyreanhydrid eller phenolformaldehydharpiks

Kolophonium er klassificeret som lokalirriterende med R-sætningen "Kan fremkalde overfølsomhed ved kontakt med huden". Naturharpiks skal derfor formodentligt betragtes som sundhedsfarligt ifølge de opstillede kriterier.

Ethanol

Ethanol er et brandfarligt, flygtigt stof. Det har et smeltepunkt på - 114,5° C, et kogepunkt på 78,3° C og et flammepunkt på 12° C. Damptrykket ved 20° C er 56 mbar (42 mm Hg) og det stiger til 280 mbar (210mmHg) ved 50° C.

Ethanols effekter efter akut påvirkning er velkendte fra indtagelse af alkohol, og disse effekter kan også opstå efter indånding af dampe ved erhvervsmæssig udsættelse. I forhold til mange andre opløsningsmidler er ethanoldampe kun svagt irriterende.

På grund af ethanols store vandopløselighed er risikoen for vedvarende skader på centralnervesystemet yderst lille. Arbejdstilsynet (1990) har således i sin liste over neurotoksiske stoffer givet ethanol stofrisikoindekset (SRI) 1. Dette betyder, at ethanol anses for at medføre ringe risiko for skadevirkninger ved uheld og kraftig påvirkning, og at normalt arbejde med stoffet normalt ingen risiko indebærer.

Den kendteste langtidsvirkning ved ethanol er formodentlig kroniske leverskader efter indtagelse gennem lang tid. Sådanne effekter ses imidlertid ikke selv efter langvarig inhalation under erhvervsmæssig anvendelse (Cohr & Seedorff, 1983).

Ethanol er tillige vurderet til at være reproduktionsskadende i mennesker efter langvarig indtagelse af store doser (Arbejdsmiljøinstituttet, 1991). Den tilgængelige viden fra mennesker og dyreforsøg gør det imidlertid vanskeligt at at vurdere hvorvidt de dosisniveauer, man udsættes for ved inhalation i arbejdsmiljøet medfører risiko for reproduktionsskader. Et konservativt estimat fører imidlertid til, at ethanol betegnes som reproduktionsskadende ved lavt dosisniveau, idet LOEL for fosterskadende effekt er mindre end 3 gange den dosis, de kan optages ved 8 timers udsættelse ved grænseværdien (Arbejdsmiljøinstituttet, 1991).

Ethanol er på listen over farlige stoffer (Miljø- og energiministeriet, 1996) ikke klassificeret mht. sundhedsfare. Stoffet har en grænseværdi i arbejdsmiljøet på 1900 mg/m³ (1000 ppm) og en B-værdi på 5 mg/m³.

På grund af de nævnte reproduktionsskadende effekter skal ethanol betragtes som sundhedsfarligt ifølge de opstillede kriterier.

Ethylacetat

Ethylacetat er et brandfarligt, flygtigt organisk opløsningsmiddel. Det har et smeltepunkt på - 83,5° C, et kogepunkt på 77,1° C og et flammepunkt på -4° C. Damptrykket ved 20° C er 92 mbar (69 mm Hg) og det stiger til 360 mbar (270 mmHg) ved 50° C.

Ethylacetat har de samme typiske sundhedsmæssige effekter som beskrevet ovenfor for ethanol. Dampene virker mere irriterende end ethanol, idet en koncentration på 1440 mg/m³ i 3-5 minutter medførte irritation af øjne og luftveje hos frivillige forsøgspersoner (Riihimäki, 1990). Effekten er imidlertid ikke kraftig nok til, at ethylacetat skal klassificeres som lokalirriterende (Miljø- og energiministeriet, 1996).

I forhold til ethanol er risikoen for vedvarende skader på centralnervesystemet dog lidt højere omend den stadig er lille. Stoffet er tildelt SRI 2, hvilket svarer til, at det medfører ringe risiko for skadevirkninger ved normalt arbejde.

Der er næsten ingen viden om effekten af langvarig udsættelse for ethylacetat i de koncentrationer, der normalt forekommer ved erhvervsmæssig eksponering, og i flere tilfælde er der sket en samtidig eksponering for andre opløsningsmidler (Riihimäki, 1990). Da stoffet i kroppen hurtigt omdannes til ethanol og eddikesyre må det antages, at det har samme sundhedseffekter som disse stoffer, hvilket vil sige, at den ovenfor beskrevne risiko for reproduktionsskader som følge af eksponering for ethanol også gælder ethylacetat. Stoffet skal derfor også betragtes som sundhedsfarligt ifølge de opstillede kriterier.

Ethylacetat er på listen over farlige stoffer (Miljø- og energiministeriet, 1996) ikke klassificeret mht. sundhedsfare. Stoffet har en grænseværdi i arbejdsmiljøet på 540 mg/m³ (150 ppm) og en B-værdi på 1 mg/m³ (fastsat på grund af lugtgrænsen).

1-Propanol og 2-propanol

Propanoler er lige så letflygtige og brandfarlige som de ovenfor beskrevne opløsningsmidler. Stofferne har smeltepunkter på hhv. - 126,2 og -89,5° C, kogepunkter på hhv. 97,4 og 82,4° C og flammepunkter på hhv. 22 og 12° C. Damptrykkene ved 20° C er hhv. 19 og 43 mbar (14 og 32 mm Hg) stigende til 112 og 225 mbar (84 og 168 mmHg) ved 50° C.

I forhold til ethanol er begge stofferne mere irriterende, idet koncentrationer på 400 ppm ses hhv. mild og nogen irritation af øjne og luftveje (Cohr & Seedorff, 1983). 1-propanol er tildelt en SRI på 3, hvilket betyder at risikoen for at pådrage sig skader på nervesystemet er større end for ethanol og ethylacetats vedkommende. Dette indeks betyder, at der er risiko for skadevirkninger ved normalt arbejde, ved kontakt med huden samt ved indånding af sprøjtetåger. Dette betyder samtidigt, at propanoler skal betragtes som sundhedsfarlige i forhold til de opstillede kriterier.

I listen over grænseværdier i arbejdsmiljøet er begge stoffer betegnet som hudgennemtrængelige.

De specifikke effekter ved begge stoffer er små. Dog er der beskrevet tilfælde af allergisk kontakteksem efter udsættelse for 2-propanol, men det er et sjældent fund (Arbetarskyddsverket, 1980).

Fremstillingen af 1-propanol (en proces der ikke er omfattet af nærværende projekt jf. afgrænsningerne i afsnit 2) samt selve stoffet er vurderet af IARC (1977, 1987). Konklusionerne på disse vurderinger er, at der er tilstrækkeligt bevis for, at fremstillillingen af 1-propanol er kræftfremkaldende i mennesker (gruppe 1) på grund af andre agenser end 1-propanol selv. Der er ikke tilstrækkelige data til at vurdere det carcinogene potentiale af 1-propanol (gruppe 3).

1-Propanol og 2-propanol er på listen over farlige stoffer (Miljø- og energiministeriet, 1996) ikke klassificeret mht. sundhedsfare. Stofferne har grænseværdier i arbejdsmiljøet på hhv. 500 og 490 mg/m³ (200 ppm) og en B-værdi på 1 mg/m³.

1-Propylacetat og 2-propylacetat

Propylacetaterne er også letflygtige og brandfarlige. Stofferne har smeltepunkter på hhv. - 95 og -73,4° C, kogepunkter på hhv. 101,6 og 88,8° C og flammepunkter på hhv. 10 og 4° C. Damptrykkene ved 20° C er hhv. 33 og 61 mbar (25 og 46 mm Hg) stigende til 165 og 240 mbar (124 og 180 mmHg) ved 50° C.

Der er ikke fundet oplysninger om specifikke giftvirkninger af propylacetater. 1-Propylacetat er tildelt en SRI på 1.

Stofferne er på listen over farlige stoffer (Miljø- og energiministeriet, 1996) ikke klassificeret mht. sundhedsfare. Grænseværdien i arbejdsmiljøet er 625 mg/m³ (150ppm) og B-værdierne er hhv. 0,1 og 0,7 mg/m³ (fastsat på grundlag af lugtgrænsen).

Propylacetater kan ikke vurderes i forhold til de opstillede kriterier på baggrund af de foreliggende oplysninger.

Methoxy- og ethoxypropanol (propylenglycolmethyl ether og -ethylether)

Glycoletherere er generelt mere flygtige end de tilsvarende (tungtflygtige) glycoler, de er generelt hudoptagelige og virker irriterende på slimhinder i øjne og luftveje men ikke på huden (Cohr & Seedorff, 1983; Jensen, 1991). De har fået stigende udbredelse i takt med den stigende anvendelse af vandfortyndbare farver, lakker og trykfarver, idet de er opløselige i såvel vand som en lang række organiske opløsningsmidler. Der findes et væld af forskellige glycolethere, og mange af dem er ikke særligt velbeskrevne med hensyn til sundhedsmæssige effekter. Dog er det velbeskrevet at ethere af ethylenglycol har reproduktionsskadende effekter, hvilket har bevirket, at grænseværdierne i arbejdsmiljøet er blevet væsentligt nedsat i de senere år. Der er derfor sket et skift over til bl.a. propylenglycolethere som de der er relevante her.

Methoxypropanol har et smeltepunkt på - 95° C, et kogepunkt på 120° C og et flammepunkt på 38° C. Damptrykket ved 20° C er 12 mbar (9 mm Hg).

Der er ikke fundet specifikke oplysninger om ethoxypropanol. Generelt har propylenglycolethere dog en lav akut giftighed (Johanson, 1990) og udsættelse for stoffet fører kun til minimale systemiske effekter (Mortensen, 1993).

Den hollandske expertkommitte for grænseværdifastsættelse har udarbejdet dokumentation for methoxypropanol (DECOS, 1993). Der er ligeledes udarbejdet et nordisk kriteriedokument for stoffet (Johanson, 1990). Methoxypropanol er irriterende for luftvejene og mildt irriterende for huden. Der er ingen indikation for, at det skulle have hudsensibiliserende egenskaber.

Centralnervesystemet er målorgan såvel ved akut som ved kronisk eksponering. Der er ikke fastsat en SRI for dette stof, men på grund af, at det er forholdsvis vandopløseligt må det forventes, at risikoen for vedvarende effekter i centralnervesystemet er lav.

En række undersøgelser af metoxypropanols reproduktionsskadende effekt har vist, at den kommercielt anvendte isomerblanding (med <5% 2-methoxypropanol-1) ikke har specifikke teratogene effekter, men kan fremkalde skader i fostre ved doser, der også er toksiske for moderen. I modsætning hertil har ren 2-methoxypropanol-1 specifikke teratogene effekter. De tilgængelige mutagenundersøgelser er negative, og der er ikke foretaget carcinogenundersøgelser på stoffet.

På den baggrund foreslåes i det hollandske dokument en grænseværdi i arbejdsmiljøet for det kommercielle produkt på 375 mg/m³ (100 ppm). Denne grænseværdi gælder kun for kommercielle produkter med et indhold på <5% 2-methoxypropanol-1. I det nordiske dokument anbefales det, at de irriterende egenskaber lægges til grund for grænseværdifastsættelsen.

Methoxypropanol er ikke klassificeret med hensyn til sundhedsfare på listen over farlige stoffer og ethoxypropanol er ikke optaget. Grænseværdien for 1-methoxy-2-propanol er 185 mg/m³ (50 ppm) og for 2-methoxy-1-propanol er den 75 mg/m³ (20 ppm). Der er ikke fastsat en grænseværdi for ethoxypropanol, men stoffet er optaget på den vejledende liste over organiske opløsningsmidler med en tentativ grænseværdi på 100 ppm. Der er ikke fastsat B-værdier for nogen af de to stoffer.

Methoxy- og ethoxypropanol kan ikke vurderes i forhold til de opstillede kriterier på baggrund af de foreliggende oplysninger.

Organisk pigment

En kort oversigtsmæssig beskrivelse af de vigtigste miljø- og sundhedsmæssige aspekter ved organiske pigmenter er givet i afsnit 4.1. Da der ikke er principiel forskel på de pigmenter, der anvendes inden for de tre forskellige typer af flexotrykfarver indgår pigmenterne ikke i den samlede vurdering.

Triethylcitrat

Triethylcitrat er en triester mellem citronsyre og ethanol. Det er en olieagtig væske med en bitter smag. Væsken har et kogepunkt på 294° C og et flammepunkt på 150° C. Stoffet bliver anvendt som tilsætningsstoffer i levnedsmidler, og der er ikke fundet oplysninger om specifikke giftvirkninger. Det skønnes sandsynligt, at stoffet ikke skal betragtes som sundhedsfarligt i forhold til de opstillede kriterier.

2-Ethylhexyl-diphenylphosphat

Der er ikke fundet specifikke oplysninger om de sundhedsmæssige effekter af dette stof. Der er tale om en organisk phosphatforbindelse; men det er ikke på nuværende tidspunkt muligt at vurdere, om stoffet er i besiddelse af nogle af de effekter, der er karakteristiske for denne stofgruppe. Stoffet betragtes derfor som potentielt sundhedsfarligt.

Dioctyladipat

Der er ikke fundet specifikke oplysninger om de sundhedsmæssige effekter af dette stof.

Dibutylphthalat

Dibutylphthalat er en olieagtig væske med et kogepunkt på 340° C. Stoffet tilhører gruppen af phthalatestere, som ved optagelse i organismen hurtigt hydrolyseres til phthalsyre og de tilhørende alkoholer. Der er derfor indenfor gruppen visse fælles giftvirkninger (Engström, 1982). Disse er især enzymændringer i leveren, der virker fremmende på udvikling af cancer, uden at phthalaterne i sig selv er carcinogene. Den tidligere mest anvendte phthalsyreester (diethylhexylphthalat, DEHP) er dog i dyreforsøg vist kræftfremkaldende. Dog er der formodentlig tale om, at den kræftfremkaldende effekt skyldes en mekanisme, der er speciel for gnavere, hvorfor den formodentlig ikke er relevant for mennesker (Jensen, 1990).

Phthalsyreestre er kendetegnet ved evnen til at fremkalde atrofi i testiklerne, og dette er specifikt vist for dibutylphthalat (Engström, 1982). Generelt udviser phthalater med kædelængde C₄-C₆ denne egenskab, mens phtalsyreestre med kortere eller længere sidekæder ikke medfører ændringer i testiklerne (Nielsen & Larsen, 1996). Dibutylphthalat er endvidere af Arbejdsmiljøinstituttet (1991) karakteriseret som et stof, der er mistænkt for at være reproduktionsskadende ved højt dosisniveau.

Det er endvidere påvist, at ansatte i plastindustrien, som havde været udsat for en blanding af phthalsyreestre (heriblandt dibutylphthalat) havde 47 ud af 147 udviklet polyneuropati og denne effekt er også påvist hos personer der har været beskæftiget med fremstillingen af phthalater (Engström, 1982).

På baggrund af de foreliggende data må dibutylphthalat vurderes som sundhedsfarligt ifølge de opstillede kriterier.

Polyethylenvoks

Der er ikke fundet oplysninger specifikt om polyethylenvoks. Baseret på viden om de sundhedsmæssige effekter af polyethylen vurderes det, at der ikke er specifikke giftvirkninger.

Titanacetylacetonat og derivater

Der er ikke fundet nogle oplysninger om de sundhedsmæssige effekter af denne stofgruppe.

Slipmidler

Det har ikke været muligt at finde oplysninger om mulige identiteter for slipmidler til anvendelse i flexotrykfarver. Det er derfor ikke muligt at vurdere de sundhedsmæssige effekter.

4.3.4 Miljøeffekter ved organiske opløsningsmidler generelt

Flygtige organiske stoffer (Volatile Organic Compounds, VOC) er medvirkende til dannelsen af "fotokemisk smog". Dette er kendetegnet ved et forhøjet niveau af ozon og andre oxiderende stoffer i den lavere del af tropospheren, og skyldes en serie fotokemiske reaktioner mellem nitrogen oxider (NO_x) og VOC under indvirkning af sollys. Tilstedeværelsen af disse oxiderende stoffer i områder, hvor mennesker opholder sig, medfører irritation af øjne og luftveje, og ved høje koncentratione kan især astmatikere og spædbørn få åndedrætsproblemer.

En forbindelse, der betegnes som en VOC er enhver organisk forbindelse der, når den er blevet frigivet til atmospheren, eksisterer længe nok til at deltage i den fotokemiske oxidationsproces. I praksis er det primært lavmolekylære hydrocarboner samt i mindre grad alifatiske alkoholer, ethere, aldehyder, ketoner, estere osv. Methan, ethan, methylenchlorid, 1,1,1-trichlorethan, CFCŽer og HCFCŽer deltager derimod ikke i ozon-dannelse

Det første trin i dannelsen af tropospherisk ozon er en kemisk reaktion imellem den organiske forbindelse og et hydroxyl-radikal (· OH) som er til stede i atmospheren. Jo hurtigere denne reaktionshastighed er, jo større er den fotokemiske reaktivitet af den organiske forbindelse, og jo større er dannelsen af troposherisk ozon. Derfor er strukturen af den organiske forbindelse af betydning for den "potens" de har til at danne ozon.

Organiske stoffers evne til at danne ozon kan karakteriseres ved hjælp af POCP (Photochemical Ozone Creating Potential), som beregnes som den mængde (kg) ozon der dannes per kg frigivet stof. Der er lavet et relativt klassifikationssystem i hvilket ethylen bruges som standard og tildeles en POCP-værdi på 1 eller 100.

I forbindelse med de frivillige aftaler om reduktion af VOC-emissionen i Danmark har man imidlertid baseret sig på den absolutte mængde VOC og altså ikke karakteriseret de enkelte stoffer ved deres POCP-værdi.

Der er både naturlige og menneskeskabte kilder til VOC-emission. På verdensplan er den naturlige emission vurderet til 2 milliarder ton per år (OECD, 1982), hvilket er ca. 10 gange større end den menneskabte emission. Imidlertid består den naturlige emission primært af methan (>70%) og terperner, så denne giver kun ubetydelige bidrag til smog dannelse i byområder.

De vigtigste menneskeskabte kilder til VOC-emission er den petrokemiske industri, motor-brændstoffer, forbrændingsprocesser samt fordampning af organiske opløsningsmidler fra industrielle processer og produkter som f.eks. maling og trykfarver.

På grund af de sundhedsmæssige effekter af smog er der initiativer igang for at formindske den menneskeskabte VOC-emission. På internationalt plan er der vedtaget en konvention hvis målsætning er at opnå en reduktion i VOC-emissionen på 30% af 1991-niveauet før 1999 (Anon, 1991). I Holland er målet at nå ned på en 50% reduktion af VOC-emissionen i 1981 førend år 2000 (Ministry of Housing, Physical Planning, and Evironment, 1989).

Den danske emission af VOC blev i estimeret til 185.000 ton i 1985 (Fenger et al., 1990). De primære kilder var persontransport og fordampning af opløsningsmidler. I 1988 var den totale VOC-emission fra danske industrivirksomheder 35.000 tons og denne mængde var reduceret med 18% til 28.500 tons i 1990 (Møller, 1993).

4.3.5 Miljømæssig vurdering af indholdsstoffer

Cellulosenitrat

I følge sikkerhedsdatabladet (Bergerac, 1993) har stoffet en effektkoncentration (EC₅₀) på 730 mg over for alger. Der er ingen oplysninger om giftighed over for fisk og krebsdyr. Der er ingen brugbare oplysninger om nedbrydelighed eller potentiel bioakkumulerbarhed.

Stoffet kan ikke klassificeres på baggrund af de tilgængelige oplysninger.

Polyamid

Der er ingen oplysninger om giftighed af polymeren i opslagsværkerne. I følge sikkerhedsdatabladet (Schöner GmbH, 1991) er der ingen kendte effekter i miljøet af polyamid voks.

Stoffet kan ikke klassificeres på baggrund af de foreliggende oplysninger.

Ethylacetat

Ethylacetats akutte giftighed LC50 over for krebsdyret Daphnia magna er bestemt til 61 mg/l (Dowden & Bennett, 1965). Laveste observerede effektværdi over for blågrønalgen Microcystis aeruginosa er bestemt til 318 mg/l (Bringmann & Kühn, 1976). Log P_ow er bestemt til 0,79 (Nikunen et al, 1990), og der er således ikke indikation for bioakkumulerbarhed. Der er ikke fundet oplysninger om nedbryde-lighed af stoffet.

Hvis stoffet er let nedbrydeligt, skal det ikke klassificeres som miljøfarligt i henhold til screeningsmetoden.

n-Propanol

n-Propanols akutte giftighed LC50 over for fisk (Salmo gairdneri) er blevet bestemt til 3200 mg/l (Sloof et al., 1983). Den akutte giftighed over for krebsdyret Daphnia pulex er bestemt til 3025 mg/l (Canton & Adema, 1978). Den laveste observerede effektkoncentration over for alger (Entosiphon sulcatum) er bestemt til 38 mg/l (Bringmann & Kühn, 1980a). Stoffet er let nedbrydeligt (Miljøstyrelsen, 1994). Log P_ow er beregnet til 0,29 (Bol et al., 1993).

Stoffet vil ikke blive klassificeret som miljøfarligt i henhold til screeningsmetoden.

2-Propanol

2-Propanols lavest observerede effektkoncentration over for blågrønalgen Microcystis aeruginosa er bestemt til 1000 mg/l (Bringmann & Kühn, 1976). Den akutte giftighed LC50 over for fisk (Poecilia reticulata) er bestemt til 7060 mg/l (Könemann, 1979). Stoffet er fundet let nedbrydeligt (Miljøstyrelsen, 1994)

Stoffet skal ikke klassificeres som miljøfarligt i henhold til screeningsmetoden.

2-Propylacetat

2-Propylacetats laveste observerede effektkoncentration over for grønalgen Scenedesmus quadricauda er bestemt til 165 mg/l (Bringmann & Kühn, 1980a). Der er ikke fundet oplysninger om nedbrydelighed eller bioakkumulerbarhed af stoffet.

Stoffet kan ikke klassificeres på grundlag af de foreliggende oplysninger.

n-Propylacetat

n-Propylacetats lavest observerede effektkoncentration over for grønalgen Scenedesmus quadricauda er bestemt til 26 mg/l (Bringmann & Kühn, 1980a). Der er ikke fundet oplysninger om nedbrydelighed eller log Pow.

Stoffet kan ikke klassificeres på grundlag af de foreliggende oplysninger.

Ethanol, methoxypropanol og ethoxypropanol

De generelle miljømæssige effekter af flygtige organiske forbindelser er beskrevet ovenfor i afsnit 4.3.4. Der er ikke fundet oplysninger om specifikke miljømæssige virkninger af de nævnte opløsningsmidler.

Triethylcitrat

Der er umiddelbart ingen oplysninger om giftigheden af triethylcitrat i de almindeligste opslagsværker.

Stoffet kan ikke klassificeres på baggrund af de tilgængelige oplysninger.

2-Ethylhexyl diphenylfosfat

Stoffet har en akut giftighed LC50 over for dafnier på 0,15 mg/l (Ziegenfuss et al, 1986). Der er ikke andre oplysninger om giftighed over for fisk eller alger, nedbrydelighed eller potentiel bioakkumulerbarhed i de gængse opslagsværker.

Stoffet skal klassificeres som miljøfarligt i henhold til screeningsmetoden på grund af sin akutte giftighed.

Dioctyladipat

Stoffet har efter analogibetragtninger formentlig en toksicitet LC50 over for fisk på 0,35 mg/l (Davis et al, 1994). Det er udregnet, at stoffet har en log Kow på 5,9 (Davis et al, 1994), hvilket indikerer, at det er potentielt bioakkumulerbart.

Stoffet kan ikke klassificeres på baggrund af de tilgængelige oplysninger.

Dibutylphthalat

Stoffets akutte giftighed LC₅₀ over fisk (Lepomis macrochirus) er bestemt til 1,2 mg/l (Buccafusco et al, 1981). Giftigheden LC₅₀ over for algen Gymnodium breve er bestemt til 0,02 - 0,6 mg/l (Wilson et al, 1978). Stoffet er let nedbrydeligt (Miljøstyrelsen, 1994), og log P_ow er kalkuleret til 4,9 (Davis et al, 1993).

I forhold til screeningsmetoden skal stoffet klassificeres som miljøfarligt.

Polyethylenvoks

Polyethylenvoks er en blanding af voks, vand og et overfladeaktivt stof.

Den akutte toksicitet LC₅₀ af denne kemiske blanding oplyses i følge sikkerhedsdatabladet (S.C. Johnson Polymer b.v., 1992) at være større end 100 mg/l over for fisk (Leuciscus idus). Giftigheden over for bakterier (Pseudomonas putida) er oplyst til at være større end 500 mg/l. Der er ingen oplysninger om nedbrydelighed eller bioakkumulerbarhed.

Det er ikke muligt på grundlag af de fundne oplysninger at klassificere blandingen.

Titanacetylacetonat

Der er ingen oplysninger om giftighed i opslagsværkerne om stoffet, som derfor ikke kan klassificeres.

4.4 Vandfortyndbare flexotrykfarver

Nedenfor er gengivet de typerecepter for vandfortyndbare flexotrykfarver til trykning på hhv. plast og papir, der blev introduceret i afsnit 2. På baggrund heraf vil der blive givet en kort karakteristik samt en sundhedsmæssig og miljømæssig vurdering af hver af de nævnte typer af indholdsstoffer.

Tabel 4.2. Typerecepter for vandfortyndbare flexotrykfarver

4.4.1 Sundhedsmæssig vurdering af indholdsstoffer

Polymerer af denne type fremstilles ved emulsionspolymerisation af 2-3 monomere acrylat og methacrylatforbindelser. En lang række monomerer kan anvendes og der er ikke for øjeblikket oplysninger om, hvilke der er de mest almindelige. Som nævnt i afsnit 2 er indholdet af restmonomer i polymererne i dag langt mindre end tidligere. Det kan dog ikke udelukkes, at der kan opstå sundhedsmæssige problemer ved håndtering af polymerene ved fremstilling af trykfarver da en lang række af monomererne er stærkt irriterende og sensibiliserende.

En kortlægning af vandfortyndbare malevarers arbejdsmiljøegenskaber (Hansen, 1986) har givet en række vurderinger og anbefalinger omkring tilstedeværelsen af forskellige monomerer i poly(meth)acrylater. De vigtigste af disse er refereret nedenfor:

Acrylsyre forekommer kun i meget små koncentrationer og vil ikke kunne fremkalde hudirritation.

Ethylacrylat er kun fundet i fortykkere, og det forventes at indholdet vil være meget lille. Det må dog anbefales at begrænse anvendelsen af stoffet på grund af en meget lav lugtgrænse, slimhindeirritation, sensibiliserende egenskaber og risiko for langtidsvirkninger, herunder kræft (optaget på Arbejdstilsynets liste over stoffer, der anses for kræftfremkaldende).

Butylacrylat vil kunne give anledning til lugt- og slimhindegener og eventuelt sensibilisering. Anvendelsen bør begrænses på grund af fostergiftighed hos rotter. Der er fundet op til 0.44 ppm i luften ved anvendelse af butylacrylatholdige bindemidler.

2-Ethylhexylacrylat vil i de anvendte koncentrationer (<0,01%) eventuelt kunne medføre sensibilisering samt lugt- og slimhindegener.

2-Hydroxypropylacrylat er kun fundet anvendt i fortykkere, og der forventes ikke at være problemer med stoffet i de anvendte koncentrationer.

Methacrylsyre vil i de anvendte små, koncentrationer (<0,1%) eventuelt kunne medvirke til hud- og slimhindeirritation.

Methylmethacrylat vil i de anvendte koncentrationer (<0,01%) kunne medvirke til lugt- og slimhindegener og eventuelt sensibilisering.

Butylmethacrylat vil i de anvendte koncentrationer (<0,01%) kunne medvirke til hud- og slimhindeirritation.

Acrylonitril vil i de anvendte koncentrationer (<0,001%) ikke kunne medføre akutte effekter, men risikoen for langtidsvirkninger (stoffet er optaget på Arbejdstilsynets liste over stoffer, der anses for kræftfremkaldende) betyder, at brugen bør begrænses.

Acrylamid vil i de anvendte, meget lave koncentrationer (<0,001%) kun skulle mistænkes for langtidsvirkninger (optaget på Arbejstilsynets liste over stoffer, der anses for kræftfremkaldende). Brugen bør derfor begrænses.

På basis af ovenstående kan det konkluderes, at risikoen for at udvikle allergisk kontakteksem ikke kan udelukkes ved fremstilling af flexotrykfarver baseret på poly(meth)acrylat. Ligeledes er der mulighed for at der forefindes restmonomerer af kræftfremkaldende stoffer.

En række relevante stoffer er beskrevet i forbindelse med opløsningsmiddelholdige flexotrykfarver. Det vides ikke, hvorvidt de glycolethere, der anvendes til vandfortyndbare flexotrykfarver begrænser sig til dem, der er baseret på propylenglycol. Ud fra en sundhedsmæssig vurdering må det anbefales ikke at anvende glycolethere baseret på ethylenglycol da disse har en række sundhedsmæssige effekter, først og fremmest i form af mulige reproduktionsskader.

En kort oversigtsmæssig beskrivelse af de vigtigste miljø- og sundhedsmæssige aspekter ved organiske pigmenter er givet i afsnit 4.1. Da der ikke er principiel forskel på de pigmenter, der anvendes inden for de tre forskellige typer af flexotrykfarver indgår pigmenterne ikke i den samlede vurdering.

Ammoniak er en farveløs, brandfarlig gas med en gennemtrængende lugt. Den er let opløselig i vand og det er i denne form den anvendes som råvare til trykfarver.

Såvel gassen som koncentreret ammoniakvand er ætsende, og der kan afgives stærkt irriterende dampe fra koncentreret ammoniakvand. Dampene kan give lokale skader i form af ætsninger og ødemer, og i tilfælde af udbredt lungeødem kan indånding af ammoniakdampe medføre døden (Leira & Ophus, 1986). Ammoniak indgår i kroppens normale nitrogencyklus, og ammoniakniveauet i kroppen reguleres primært gennem dannelse af urea i leveren og glutamin i hjerne, muskler og nyrer. Dette er baggrunden for, at der ikke ses klinisk betydende effekter af forhøjede ammoniakkoncentrationer i kroppen efter indånding af ammoniak.

Der findes ingen oplysninger om systemiske effekter af eksponering for ammoniak efter hverken akut eller langvarig eksponering, bortset fra øgning af pulsen ved akutte forgiftninger samt påvirkning af centralnervesystemet. Der er derfor behov for undersøgelser, der belyser de sundhedsmæssige effekter af af langvarig udsættelse for små koncentrationer af ammoniak (Leira & Ophus, 1986), hvorfor den akutte slimhindeirritation bør lægges til grund for fastsættelsen af en grænseværdi i arbejdsmiljøet.

Ammoniakvand er på listen over farlige stoffer klassificeret som "Ætsende" og stoffet skal beskrives med R-sætningerne "Ætsningsfare" og "Irriterer åndedrætsorganerne". Grænseværdien i arbejdsmiljøet er 18 mg/m³ (25 ppm) og B-værdien er fastsat til 0,3 mg/m³.

Stoffet skal klassificeres som sundhedsfarligt ifølge de opstillede kriterier.

Ethanolamin er en farveløs, hygroskopisk, tyktflydende, stærkt basisk væske med en lugt af ammoniak. Det har et smeltepunkt på 10° C, et kogepunkt på 171° C og et flammepunkt på 85° C. Damptrykket ved 20° C er 0,3 mbar (0,2 mm Hg) og det stiger til 23 mbar (17 mm Hg) ved 50° C.

De sundhedsmæssige effekter af ethanolamin er beskrevet af Gillner & Loeper (1993). Den akutte giftighed ved indtagelse er moderat til lav, og den mest fremtrædende effekt ved akut eksponering er de irriterende egenskaber, idet stoffet virker irriterende på øjne, hud og slimhinder.

Ved længerevarende udsættelse for ethanolamin er der i dyreforsøg observeret skader på lever og nyrer. NOEL i disse forsøg var 320 mg/kg kropsvægt/dag. Der er ingen undersøgelser, der belyser de eventuelle kræftfremkaldende effekter af stoffet, men i de gennemførte kort-tidstests er der ikke fundet indikationer for en mutagen effekt.

Der er indikationer for, at ethanolamin har reproduktionsskadende effekter idet der ved rotter er set misdannelser og hæmmet vækst ved doser, der ikke var toksiske for moderdyret. Den laveste dosis, der blev brugt i forsøget var 50 mg/kg kropsvægt/dag, og de reproduktionstoksiske effekter blev også set ved denne dosis. Der er også set hæmning i spermatogenesen hos marsvin ved koncentrationer på 190 mg/m³ (75 ppm) og i hunde ved koncentrationer på 258 mg/m³ (102 ppm).

Ethanolamin er på listen over farlige stoffer klassificeret som "Sundhedsskadelig" og "Lokalirriterende" og det skal beskrives med R-sætningerne "Farlig ved indånding" og "Irriterer øjnene, åndedrætsorganerne og huden". Grænseværdien i arbejdsmiljøet er 6 mg/m³ (3 ppm).

Der er ikke fastsat en B-værdi for ethanolamin, men stoffet er indplaceret i klasse III i hovedgruppe 2, hvilket betyder, at B-værdien vil være >0,2 mg/m³.

Stoffet skal klassificeres som sundhedsfarligt ifølge de opstillede kriterier.

Silicone er normalt en betegnelse for siliconeolier, organosiliconeforbindelser eller organosiloxaner. De er normalt meget stabile og frembyder ingen sundhedsrisiko.

Aziridin er en farveløs, brandfarlig væske med en stærk lugt af ammoniak. Stoffet har et smeltepunkt på -74° C, et kogepunkt på ca. 57° C og et flammepunkt på -11° C. Damptrykket ved 20° C er 213 mbar (160 mm Hg). De handelsvarer, der anvendes i flexotrykfarver er polymerer baseret på aziridin, men indholdet af monomeren kan ikke negligeres, hvorfor denne beskrives nedenstående.

Aziridin er meget giftigt såvel ved indtagelse og indånding som ved kontakt med huden. Efter akut eksponering ses skader i nyrer, lever, hjerte, blodkar og testikler og ved indånding tillige lokalt i lungerne. Stoffet er tillige ætsende.

Ved fodringsforsøg i mus har aziridin fremkaldt en forhøjet forekomst af tumorer i leveren og lungerne og indsprøjtning af stoffet under huden i diende mus fremkaldte forhøjet forekomst af lungetumorer i handyr (IARC, 1975). Aziridin har tillige vist sig positiv i en række kort-tidsmutagentests (IARC, 1975).

WHOŽs kræftforskningscenter har på baggrund af de tilgængelige undersøgelser indplaceret aziridin i gruppe 3 (kan ikke klassficeres med hensyn til kræftfremkaldende effekt i mennesker) (IARC 1975, 1987).

Aziridin er på listen over farlige stoffer (Miljø- og energiministeriet, 1996) klassificeret som et carcinogen i gruppe Carc2 og et mutagen i gruppe Mut2. Herudover er det klassificeret som "Meget giftigt", "Ætsende", "Meget brandfarlig" og "Miljøfarligt". Det skal beskrives med R-sætningerne "Kan fremkalde kræft", "Kan forårsage arvelige genetiske skader", "Meget giftigt ved indånding, ved hudkontakt og ved indtagelse", "Ætsningsfare", "Meget brandfarlig" og "Giftig for organismer, der lever i vand; kan forårsage uønskede langtidsvirkniger i vandmiljøet".

Aziridin har en grænseværdi i arbejdsmiljøet på 1 mg/m³ (0,5 ppm) og en B-værdi på 0,0001 mg/m³. Det er tillige optaget på Arbejdstilsynets liste over stoffer, der anses for at være kræftfremkaldende.

Aziridinmonomer skal klassificeres som sundhedsfarligt ifølge de opstillede kriterier.

Ud over en række funktionelle additiver, som ikke skal vurderes her, indeholder vandfortyndbare malevarer normalt konserveringsmidler. Der er ikke på nuværende tidspunkt gjort forsøg på at afgrænse typiske konserveringsmidler. Jf. den ovenfor nævnte undersøgelse af vandfortyndbare malevarer (Hansen, 1986) er der mulighed for at anvende en række formaldehydafspaltende konserveringsmidler samt evt. formaldehyd selv.

Formaldehyd er allergifremkaldende og anses for at være kræftfremkaldende hvorfor brugen af dette konserveringsmiddel ikke bør ske. Formodentlig anvendes formaldehyd i ren form ikke som konserveringsmiddel i flexotrykfarver (Bjarne Jensen, Coates Lorilleux, personlig kommunikation).

Formaldehydafspaltende konserveringsmidler vil formodentlig ikke i sig selv kunne føre til udviklingen af overfølsomhed, men kontakten med trykfarver indeholdende sådanne stoffer vil kunne medføre udbrud af allergisk kontakteksem hos personer, der allerede er sensibiliserede.

En anden meget anvendt gruppe af konserveringsmidler er isothiasoliner (1,2-benzisothiazol-3-on, 2-methyl-4-isothiazolin-3-on, 5-chlor-2-methyl-4-isothiazolin-3-on). Alle disse 3 forbindelser er allergifremkaldende (Søderlund, 1993), og tilstedeværelsen af stofferne i denne type produkter medfører risiko for sensibilisering (Hansen, 1986). Der haves ingen oplysninger om, hvorvidt disse stoffer anvendes som konserveringsmidler i flexotrykfarver.

På baggrund af de foreliggende oplysninger må det konkluderes, at konserveringsmidler potentielt kan bestå af - eller give anledning til eksponering for - stoffer, der skal anses som sundhedsfarlige ifølge de opstillede kriterier.

4.4.2 Miljømæssig vurdering af indholdsstoffer

Der haves ingen oplysninger om de miljømæssige effekter af sådanne polymerer.

Ammoniak har en akut toksicitet (LC₅₀) over for vandbænkebideren Asellus aquaticus på 1,63 mg/l (Williams et al, 1986). Over for regnbueørred er den akutte toksicitet (LC₅₀) bestemt til 0,056 mg/l (Calamari et al., 1981). Derudover har det en negativ effekt på selvrensning af vandløb ved en koncentration på 2 mg/l (Verschueren, 1983). Ammoniak indeholder kvælstof og kan give anledning til eutrofiering ved udledning til overfladevand.

I forhold til screeningsmetoden vil stoffet skulle klassificeres som miljøfarligt.

Den laveste effektkoncentration over for algen Scenedesmus quadricauda (LOEC) er bestemt til 0,75 mg/l (Bringmann & Kühn, 1980). Giftigheden LC₅₀ over for guldfisk er bestemt til at være større end 5000 mg/l (Bridie et al, 1979). Stoffet er vist nedbrydeligt af det Japanske Kemikalie- og Testinstitut (Anon., 1987).

I forhold til screeningsmetoden er stoffet miljøfarligt.

Ifølge KBWS (1993) er henholdsvis LC₅₀ og EC₅₀ af "silicone" ved koncentrationer på 45 mg/l over for fisk og på 16,8 mg/l over for alger. Ved koncentrationer på over 100 mg/l kan der være hæmning af aktivt slam bakterier.

Screeningssystemet i dette projekt klassificerer silicone som "miljøfarlig" på grund af den ringe nedbrydelighed og akutte giftighed.

Den lavest observerede giftighed (LOEC) af ethylenimin over for blågrønalgen Microcystis aeruginosa er bestemt til 0,12 mg/l (Bringmann & Kühn, 1976). Den akutte giftighed over for fisk er blevet beregnet til 1,5 mg/l ved analogibetragt-ninger ( Bol et al., 1993). Ingen oplysninger om nedbrydelighed eller potentiel bioakkumulerbarhed er fundet.

Stoffet kan ikke klassificeres på grundlag af de foreliggende oplysninger.

4.5 UV-hærdende flexotrykfarver

Tabel 4.3. Typerecepter for UV-trykfarver

4.5.1 Sundhedsmæssig vurdering af indholdsstoffer

De prepolymerer, der anvendes i UV-trykfarver (her eksemplificeret ved polyesteracrylat eller polyurethanacrylat) er kendetegnet ved, at de indeholder dobbeltbindinger fra acrylforbindelser. Der er tale om forholdsvis tyktflydende stoffer med meget lav flygtighed, og der er kun et forholdsvis lavt antal (meth)acrylatgrupper i forhold til molekylets størrelse. De er derfor langt mindre reaktive end monomererne og har som følge deraf normalt ikke så udtalte sundhedseffekter. Der kan dog være rester af acrylmonomerer fra fremstillingsprocessen til stede i præpolymererne (Omland &Pedersen, 1995); men i hvilken størrelsesorden vides ikke.

De tekniske egenskaber ved prepolymerne afhænger af, hvilken type af molekyle, der er anvendt sammen med acrylatforbindelserne. Der henvises til delrapporten fra EnPros ApS for nærmere detaljer omkring dette aspekt.

Monomererne i systemet har to funktioner: at indgå i den kemiske reaktion under hærdningen samt at nedsætte viskositeten. På grund af den sidstnævnte funktion benævnes monomererne ofte "reaktive fortyndere".

Molekylstørrelsen for disse monomerer er langt mindre end for prepolymerernes vedkommende, og indholdet af reaktive grupper per molekyle er større. Stofferne har dog en anseelig molekylstørrelse, hvoraf følger, at de har lave damptryk (Omland & Pedersen, 1995).

De hyppigst anvendte monomerer er ifølge Omland & Pedersen estere mellem acrylsyre og polyvalente (di-, tri- eller tetravalente) alkoholer. De nævner endvidere, at også alkoxylerede alkoholer anvendes som udgangspunkt for fremstilling af monomere acrylater til UV-trykfarver.

Efter en grundig gennemgang af den tilgængelige litteratur om irriterende og sensibiliserende egenskaber af prepolymerer og monomerer anvendt i UV-hærdende trykfarver diskuterer Omland og Pedersen (1995) hvorvidt det er muligt at anbefale anvendelsen af den ene type acrylat frem for den anden. En lang række af de stoffer, de har vurderet er stærkt sensibiliserende og der er visse indikationer for at nogle typer kunne fravælges; men en meget entydig anbefaling kan ikke gives. Dog referer såvel Omland og Pedersen som Björkner (1989) til en liste over de mulige indholdstoffer i UV-trykfarver som ikke bør anvendes. Listen er udarbejdet af den engelske trykfarvefabrikantsammenslutning SBPIM (Society of British Printing Ink Manufacturers). Kriterierne for udvælgelse af stoffer til listen er at stoffets primære irritationsindeks er større end 3,4 eller at stoffet er anerkendt som sensibiliserende. Følgende acrylater optræder på listen:

Acrylater af glycidylestre af C_9-11 carboxylsyrer

Butandiol diacrylat (BUDA)

1,3-Butylglycodiacrylat

Butylglycidylehter acrylat

Diethylenglycoldiacrylat (DEGDA)

Dicyclopentenyl acrylat

2-Ethylhexylacrylat (2-EHA)

1,6-Hexandiolacrylat (HDDA)

2-Hydroxyethylacrylat (2-EHA)

2-Hydroxylpropylacrylat (2-HPA)

Methylcarbamoylethyl acrylat

Blanding af pentaerythritol tri- og tetraacrylater (PETA-3/

PETA-4)

Neopentylglycoldiacrylat (NPGDA)

Phenylcellosolve acrylat

Phenylglycidylehter acrylat

Tetraethylenglycodiacrylat (TEGDA)

Trimethylolpropantriacrylat (TMPTA)

Afslutningsvis anbefaler Omland og Pedersen, at man i produktudviklingen er meget opmærksom på at substituere fra de meget sensibiliserende typer over til de mindre sensibiliserende. Generelt anbefales det endvidere at arbejde med alle UV-hærdende trykfarver som om der er en reel risiko for at blive sensibiliseret; og det anbefales at arbejde med denne type materialer skal være omfattet af den samme type af tvungen oplæring i håndteringen som arbejde med epoxy- og isocyanatforbindelser.

Der er i litteraturen beskrevet et bredt spektrum af stoffer, der virker som adhesion promotere. Disse inkluderer bl.a. aziridiner og vinyl phospor forbindelser. På grund af oplysningernes vage karakter er der ikke foretaget en sundhedsmæssig vurdering af indholdsstoffer i denne gruppe.

En kort oversigtsmæssig beskrivelse af de vigtigste miljø- og sundhedsmæssige aspekter ved organiske pigmenter er givet i afsnit 4.1. Da der ikke er principiel forskel på de pigmenter, der anvendes inden for de tre forskellige typer af flexotrykfarver indgår pigmenterne ikke i den samlede vurdering.

Der haves ingen specifikke oplysninger om de sundhedsmæssige effekter af voks.

Simple alkylaminer som f.eks. triethylamin bruges sjældent i trykfarver på grund af deres flygtighed og lugt. Derimod anvendes lavmolekylære aminer indeholdende hydroxylgrupper som f.eks. triethanolamin og N-methyldiethanolamin. Andre synergister er N-dialkylaminobenzen-derivater som f.eks. ethyl-4-dimethylaminobenzoat og 2-(butoxy)-ethyl 4-dimethyl-aminobenzoat. På grund af oplysningernes vage karakter er der ikke foretaget en sundhedsmæssig vurdering af indholdsstoffer i denne gruppe.

Ombak og Pedersen (1995) opdeler fotoinitiatorer i klasser efter deres måde at initiere på. Typiske eksempler er benzophenon- og thioxantonderivater (klasse 1), methyldiethanolamin (klasse 2), 1-hydroxycyclohexylacetophenon (klasse 3), benzildimethylketal (klasse 4), Michlers keton (klasse 5). I deres undersøgelse har de koncentreret sig om de irriterende og sensibiliserende effekter af stofferne, og ud fra den synsvinkel kan der kun udpeges enkelte forbindelser, der ud fra et sundhedsmæssigt synspunkt må betragtes som uhensigtsmæssige at anvende.

Amylmethylaminobenzoat har medført erhvervsmæssig betinget lysoverfølsomhed, hvorfor det anbefales ikke at anvende denne forbindelse.

Benzophenon anvendt i solcreme har vist sig at kunne fremkalde lysallergi. Forfatterne stiller dog spørgsmålstegn ved, om dette i sig selv betyder, at man skal vurdere benzophenon som mere risikabelt end andre fotoinitiatorer. 2 almindelige undersøgelser med lappetest af stoffet har ikke vist nogen reaktion, hvilket med stor forsigtighed kan tolkes som, at benzophenon ikke har noget stort sensibiliseringspotentiale.

Diethoxyacetophenon er vist at kunne medføre lysoverfølsomhedsreaktioner i cellekultur; men den samme reaktion har ikke kunnet påvises i efterfølgende testning på mennesker. Dog anbefaler forfatterne at det skal overvejes at erstatte denne fotoinitiator med andre, som ikke har sådanne potentielt lysoverfølsomhedsfremkaldende egenskaber.

Det er rapporteret, at personer, der har arbejdet med phenothizin i dyrefoder, er blevet sensibiliserede. Forfatterne konkluderer dog, at eksponeringsforholdene ved denne proces er så forskellig fra de her relevante, at oplysningen ikke i sig selv kan danne grundlag for substitutionsovervejelser i grafisk branche.

Endelig påpeges det, at MichlerŽs keton må betegnes som den mest problematiske af de fundne og beskrevne fotoinitiatorer. Dette primært mistanken om, at stoffet er kræftfremkaldende. Det står ikke på danske officielle lister over kræftfremkaldende stoffer, men optræder på sådanne lister hos amerikanske NCI og NTP, hos engelske OSHA og på en svensk liste. Anbefalingen om at undgå MichlerŽs keton gives også af den engelske trykfarvefabrikantsammenslutning SBPIM.

4.5.2 Miljømæssig vurdering af indholdsstoffer

Bortset fra de to stoffer, der er beskrevet nedenfor, er der ikke fundet oplysninger der kan belyse de miljømæssige effekter af de relevante stoffer.

Benzophenon

Den akutte giftighed LC₅₀ af stoffet over for fisk (Pimephales promelas) er bestemt til 15,3 mg/l (Veith et al., 1983). Stoffet er vurderet til at være fra ikke bioakkumu-lerende til lavt bioakkumulerende (Anon., 1987).

Stoffet kan ikke klassificeres på grundlag af de foreliggende oplysninger.

Thioxanthon

Den akutte giftighed LC50 over for myggen Aedes aegypti er bestemt til 0.0064 mg/l (Borovsky et al., 1987). Der er ikke fundet oplysninger om nedbrydelighed eller bioakkumulerbarhed.

Stoffet skal klassificeres som miljøfarligt i forhold til screeningsmetoden på grund af sin akutte giftighed.

5. Diskussion og konklusion

5.1 Introduktion
5.2 Miljømæssige røde flag
5.2.1 Energiforbrug
5.2.2 Råvareforbrug
5.2.3 Miljøeffekter
5.2.4 Sundhedseffekter
5.3 Forbedringsforslag
5.3.1 Energiforbrug
5.3.2 Råvareforbrug
5.3.3 Miljøeffekter
5.3.4 Sundhedseffekter

5.1 Introduktion

Livscyklusvurdering af 3 typer flexoprodukter

Udgangspunktet for denne miljøvurdering af flexografi var, at der skulle foretages livscyklusanalyser (LCA) af de tre forskellige typer af trykfarver: opløsningsmiddelholdige, vandfortyndbare og UV-farver. Det var på forhånd indikeret, at hver af de tre typer har en række miljømæssige fordele og ulemper. Disse kommer til udtryk i forskellige faser i livscyklus, og kan derfor ikke sammenlignes direkte. Anvendelse af opløsningsmiddelholdige trykfarver kan således medføre emission af flygtige organiske stoffer under trykkeprocessen; denne miljøbelastning er til dels fjernet ved anvendelse af vandfortyndbare farver, men disse medfører i stedet en risiko for emission af potentielt miljøskadelige stoffer til vandmiljøet såvel under fremstillingsprocessen som i trykkeprocessen. Endelig er emissionen af flygtige organiske stoffer også begrænset ved anvendelse af UV-farver; men disse udgør til gengæld en risiko for eksponering for allergifremkaldende stoffer. Da LCA er et værktøj, der er egnet til at sammenligne sådanne miljøbelastninger der forekommer i forskellige medier (luft, vand, arbejdsmiljø osv.) og i forskellige faser i livscyklus, blev det fra starten skønnet, at miljøvurderingerne i projektet skulle have form af livscyklusvurderinger.

Indledende definition af metode

I forbindelse med starten af projektet blev der derfor opstillet en LCA-metode, som blev skønnet velegnet til at foretage de i dette projekt nødvendige miljøvurderinger. Denne metode er beskrevet i bilag 1. Da LCA-data af de her relevante produkter ikke er tilgængelige i litteraturen blev der ved opstillingen af metoden taget udgangspunkt i en screeningsmetode udviklet under det Materialeteknologiske Udviklingsprogram (MUP); en metode der er udviklet til at vurdere nye materialer, for hvilke datagrundlaget ligeledes er begrænset. Metoden fokuserer på at opstille en række "røde flag", dvs. udpegning af miljømæssigt potentielt belastende situationer, inden for områderne energiforbrug, råvareforbrug, miljøbelastninger og sundhedsbelastninger.

Datamangel

I løbet af den første del af projektperioden blev der indsamlet en række data ved hjælp af virksomhedsbesøg og spørgeskemaer på virksomheder, der benytter flexografiske trykkemetoder. Bearbejdningen af disse data viste imidlertid, at det ikke var muligt herudfra at beregne/estimere de kvantitative data, som det er nødvendigt at have for at anvende den opstillede LCA-metode. Der er flere grunde til dette:

• Stort set ingen af de undersøgte virksomheder havde fået foretaget målinger af deres emissioner til miljøet, hverken emissionen til luft, til spildevand eller i arbejdsmiljøet. Dog har to af de ni undersøgte virksomheder rapporteret om tungmetalholdigt spildevand/slam.

• Der fandtes ingen specifikke energidata for de relevante processer/produkter. Data for energiforbrug er i stort set alle tilfælde en opgørelse af det totale energiforbrug og dette er endda ikke altid opgjort på samme måde. For eksempel er der forskel på om energiforbruget til funktioner eller belysning er medtaget i det totale forbrug. De fleste besøgte virksomheder anvender tillige mere end én trykketeknik, enten i form af flexografisk trykning med såvel vandfortyndbare som opløsningsmiddelfortyndbare farver eller i form af andre trykketeknikker end flexografi. På grund af alle disse usikkerheder har det derfor ikke været muligt at give et estimat for energiforbrug for trykning med hver af de tre forskellige typer af trykfarver.

• Diversiteten mellem de besøgte virksomheder har også gjort det meget vanskeligt at opstille en præcis funktionel enhed. Som konsekvens heraf er det valgt at relatere de kvantitative data fra virksomhedsbesøgene til to forskellige funktionelle enheder, hver med sine fordele og ulemper. Disse to er hhv.: 1) Trykning på 1 m² substrat med den gennemsnitlige trykintensitet, den pågældende virksomhed har. 2) Fuldtonetryk med én farve på 1 m². Som opgørelserne viser er der for visse en rimelig overensstemmelse mellem data relateret til hver af disse to funktionelle enheder, mens der for andre data er store forskelle.

Revision af vurderingsmetode

Som konsekvens af, at det derfor ikke var muligt fuldstændigt at anvende den opstillede LCA-metode blev det derfor besluttet, at fokusere miljøvurderingen på de miljø- og sundhedsmæssige forhold i livscyklus, primært baseret på effekterne af de involverede stoffer men med inddragelse af de kvantitative data om emissionernes størrelse som det har været muligt at finde i litteraturen. Disse vurderinger er baseret på typerecepter (specificeret i kapitel 2) for hver af de tre typer trykfarver suppleret med en række generelle karakteristika for disse.

Udpegning af røde flag

Resultatet af denne vurdering er således udpegning af en række "røde flag" inden for anvendelsen af hver af de tre typer af trykfarver samt forslag til forbedringer. Derimod giver vurderingen ikke grundlag for at udpege én af de tre typer som den miljømæssigt absolut bedste; men dette har heller aldrig været sigtet med projektet. Dette synspunkt understøttes også af, at en undersøgelse af bilmalinger (Hazel, 1994) fandt at anlægsspecifikke forskelle i emissioner mellem anlæg, der anvendte samme type maling, oftest var lige så store som forskellene imellem de forskellige typer.

Forbedringsforslag

Forbedringsforslagene er i høj grad rettet mod de forhold, som trykkerierne selv har umiddelbar indflydelse på, f.eks. indretning af processen og valg af specifikke trykfarver inden for den eller de typer, man benytter sig af. Den tilgængelige viden om de miljømæssige effekter af UV-hærdende trykfarver er så begrænset, at det ikke er muligt at sikre en miljømæssigt optimal proces. Derimod kan det konkluderes, at anvendelse af opløsningsmiddelbaserede trykfarver kan være lige så miljømæssigt attraktivt såfremt de nævnte forbedringer indføres.

5.2 Miljømæssige røde flag

Opgørelsen af energiforbrug i kapitel 3.2 viser, at energiforbruget ved flexografisk trykning varierer mellem 0,03 og 0,34 kWh/m² substrat. Det gennemsnitlige energiforbrug er 0,1 kWh/m² substrat. Det er meget svært at uddrage nogle konklusioner omkring de observerede forskelle, men man kan med stor forsigtighed foreslå, at energiforbruget ved trykning med vandfortyndbare trykfarver ligger i den høje ende, hvorimod energiforbruget ikke ser ud til at afhænge af, hvorvidt der trykkes på papir eller plast.

Det er en generel erfaring fra LCA-vurderinger, at energiforbruget og de derfra stammende emissioner for mange produkters vedkommende udgør langt det væsentligste enkeltbidrag til den samlede miljøbelastning. Hvorvidt dette også er tilfældet for de her betragtede produkter har det som ovenfor beskrevet ikke været muligt at afgøre. En indikation af, at energi formodentlig er en vigtig parameter også for tryksager haves fra et LCA-studium af automobilmalinger. Der indgik både vandfortyndbare og opløsningsmiddelbaserede malinger i studiet, og én af konklusionerne var, at de energirelaterede emissioner var relativt store i forhold til emissionen af miljø- og sundhedsfarlige stoffer fra råvarer og produkter (Hazel, 1994).

5.2.2 Råvareforbrug

De væsentligste råvareforbrug i trykkeprocessen er substratet og trykfarverne.

Der spildes en del af substratet ved trykning i form af afklip eller fejltryk. Spildprocenten varierer fra 4-40% og ligger gennemsnitligt på ca. 10%. Dette stemmer overens med tidligere undersøgelser af trykkerier (Seedorff, 1991). Nogle af de undersøgte virksomheder sender substratspild af papir til genbrug, mens dette ikke ses for plastmaterialernes vedkommende. En forsigtig konklusion på dataene fra virksomhedsbesøgene er, at substratspildet er størst på etikettrykkerier.

Et trykkeri har oplyst at ca. 15-20% af trykfarveforbruget er genbrug af de opløsningsmiddelbaserede trykfarver. Ved at beregne virksomhedernes spild af trykfarve fremkommer et nuanceret billede. Spildprocenterne er fra 10% op til 40% spild med et gennemsnit på 22%. En enkelt virksomhed har oplyst at spildprocenterne er ligeligt fordelt mellem vandfortyndbare og opløsningsmiddelholdige trykfarver. I miljøprojekt nr. 169 angives et trykfarvespild på 5-20% for forskellige trykkerier (Lauritsen, 1991). Dataene fra virksomhedsbesøgene tillader desværre ikke at sammenligne trykfarvespildet for de forskellige trykfarvetyper. Ud fra en teknisk indgangsvinkel kan det estimeres, at spildet er større for vandfortyndbare typer end for de opløsningsmiddelbaserede. Dette skyldes, at vandfortyndbare trykfarver kan blive ødelagt ved fordampning af opløsningsmidler idet forholdet mellem mængden af vand og af cosolventer ændres, hvorimod opløsningsmiddelholdige produkter, hvorfra en del af opløsningsmidlet er fordampet, umiddelbart kan fortyndes til den rette viskositet.

5.2.3 Miljøeffekter

På baggrund af gennemgangen af miljøeffekterne af de involverede stoffer kan følgende områder udpeges som værende dem, der udgør de væsentligste miljøbelastninger:

• Emission af flygtige organiske stoffer (VOC). Virksomhedsgennemgangen har vist, at en del virksomheder udleder disse forbindelser urenset til luften, selv om der også er virksomheder, der foretager en rensning. Til trods for, at vandfortyndbare trykfarver også indeholder flygtige organiske forbindelser, er det de opløsningsmiddelholdige, som udgør den største belastning. Dette skyldes, at mængden af opløsningsmidler i de opløsningsmiddelholdige er langt større (ca. 60% i forhold til ca. 5%).

• Udledning af indholdsstoffer i vandfortyndbare trykfarver til vandmiljøet. Som det fremgår af gennemgangen af effekterne indeholder vandfortyndbare trykfarver en række stoffer, der må betegnes som miljøbelastende. Hertil kommer, at pigmenterne i farverne som nævnt også kan indeholde en række miljøbelastende stoffer. De to øvrige typer af trykfarver indeholder også komponenter, der er miljøbelastende, men for disses vedkommende er risikoen for, at stofferne udledes med spildevandet langt mindre. Dette vil kun ske ved uheld eller ved bevidst omgåelse af miljøkrav. For de vandfortyndbare trykfarver gælder imidlertid, at en række virksomheder fuldt lovligt udleder spildevand fra rengøringsprocesserne til kloakken, evt. efter en forudgående rensning internt på virksomheden. Det er imidlertid ikke i tilstrækkelig grad belyst, i hvor høj grad dette er et miljømæssigt problem, og dette er ikke muligt på det foreliggende grundlag i herværende projekt. Ligeledes kan der sættes spørgsmålstegn ved, om membranfiltrering er den mest egnede metode til at fjerne miljøfremmede stoffer af de her relevante typer fra spildevandet. Det er således vist, at denne rensningsform ikke er tilstrækkelig til at reducere mængden af de nitrifikationshæmmende stoffer, som indvirker negativt på de processerne i biologiske rensningsanlæg (TEM, 1994).

• Den utilstrækkelige viden om såvel kemiske som miljømæssige karakteristika af indholdsstofferne i UV-trykfarver er så stor, at det i sig selv vurderes at være et problem.

5.2.4 Sundhedseffekter

Opløsningsmiddelholdige produkter

Som det fremgår af gennemgangen af de sundhedsmæssige effekter af indholdsstofferne i de tre typer af trykfarver er der en række stoffer, der er vurderet som sundhedsfarlige. For de opløsningsmiddelholdige farvers vedkommende drejer det sig primært om selve opløsningsmidlerne. Der er et stort spektrum af muligheder for at reducere emissionerne af disse til såvel arbejdsmiljøet som det ydre miljø. Selv om det ikke i alle tilfælde gøres i praksis skulle det således være muligt ved hjælp af velkendte teknikker at nedbringe emissionerne af disse stoffer så meget, at det ikke medfører helbredsproblemer hverken i arbejdsmiljøet eller det ydre miljø. Blødgøreren dibutylphthalat i opløsningsmiddelbaserede trykfarver er også udpeget som sundhedsfarlig. Imidlertid er de sundhedsmæssige effekter af de øvrige typer af mulige blødgørere dårligt belyst, så det er ikke på det foreliggende grundlag muligt at vurdere, hvilke der bør foretrækkes.

Vandfortyndbare produkter

Med hensyn til de vandfortyndbare trykfarver indeholder disse også en række stoffer, der anses for at være sundhedsfarlige, især i form af irritation eller allergi. De udpegede stoffer optræder imidlertid i forholdsvis små mængder i produkterne, så eksponeringen vurderes at være begrænset. Stoffernes tilstedeværelse vurderes således primært at udgøre et potentielt arbejdsmiljøproblem, idet det skønnes, at de ikke emitteres til det ydre miljø i mængder, der udgør et sundhedsmæssigt problem. Mængderne af de sundhedsskadende stoffer i trykfarverne er som nævnt begrænset, så også for denne types vedkommende skulle det være muligt ved passende foranstaltninger at undgå helbredsproblemer. Herudover bør der gøres en indsats for at undgå anvendelsen af de mest sundhedsskadelige stoffer, et område der også er udpeget som en forbedringsmulighed i en livscyklusanalyse af vandfortyndbare malinger baseret på alkyd-emulsion (Ophus, 1994).

UV-farver

For UV-farvernes vedkommende er billedet mere broget. En lang række af de monomerer der indgår er stærkt irriterende og/eller allergifremkaldende og udgør således et potentielt arbejdsmiljøproblem. Dette gælder ligeledes gruppen af fotoinitiatorer. Der anvendes potentielt så mange forskellige stoffer, at det som for miljøeffekternes vedkommende er et problem i sig selv. Specielt er grundlaget for at udpege visse stoffer som havende specielt lavt potentiale for at være allergifremkaldende begrænset.

5.3 Forbedringsforslag

Til trods for, at det ikke har været muligt at afgøre, hvor stor en del af den samlede miljøbelastning gennem livscyklus udgør, er det generelt sådan af, at en nedbringelse af energiforbruget er et væsentligt område at sætte ind på.

Det har som konsekvens af datamanglen heller ikke været muligt at udpege den eller de processer, der er mest energiforbrugende. Alligevel skal et par processer diskuteres nærmere. Det drejer sig først og fremmest om den tørring der er nødvendig, når man trykker vandfortyndbare produkter på plastsubstrater. Tørring er også nødvendig ved anvendelse af opløsningsmiddelholdige produkter på sådanne substrater. Imidlertid kræver det generelt ca. 3 gange så meget energi at fordampe vand som at fordampe opløsningsmidler, og på grund af forskellene i sammensætning af de to typer af produkter regner man generelt med, at tørrekapaciteten skal være dobbelt så stor, når der trykkes med vandfortyndbare produkter (TEM, 1994). Det er imidlertid muligt at forbedre sin tørrekapacitet væsentlig ved to former for tiltag:

• Hensigtsmæssig udformning af tørrehoven og de nødvendige kanaler

• Recirkulation af den varme luft

UV-hærdningen medfører formodentligt også et ikke uvæsentlig energiforbrug. Ved anvendelse af "kolde" lamper, som er den seneste udvikling, anvendes 100 W/cm banebredde/farveværk. Producenterne anbefaler at der ved normal produktion anvendes 2/3 af denne effekt, dvs. ca. 70 W/cm banebredde/farveværk.

Med hensyn til opløsningsmiddelholdige trykfarver skal der tillige fokuseres på indholdet af opløsningsmidler. Opløsningsmidler er fremstillet ud fra råolie eller evt. andre typer af fossilt brændsel. Selve energiindholdet i opløsningsmidlet bidrager således til det samlede energiforbrug, idet den mængde fossilt brændsel, der er anvendt som råvare jo ikke kan anvendes til udvindelse af energi. Det energiindhold, som råvarerne repræsenterer kan i nogle tilfælde nyttiggøres (som det f.eks. sker ved afbrænding af plast, der er en anden råvare baseret på råolie), og i så tilfælde fraregnes denne energigevinst i det samlede energiforbrug. Det energiindhold, som opløsningsmidlerne repræsenterer kan derfor reduceres ved to typer af tiltag:

• Begrænsning af emissionen ved kilden

• Opsamling af de emitterede flygtige stoffer med efterfølgende udnyttelse af energiindholdet

5.3.2 Råvareforbrug

Begrænsning af de væsentligste årsager til forbrug og spild af råvarer i trykkeprocessen kan ske ved en række tiltag:

• Styring af trykkeprocessen, således at mængden af substratspild ved indkøring og fraklip begrænses mest muligt.

• Bortskaffelse af papirspild (og evt. andre substrattyper) til genbrug. Hvor dette ikke er muligt bør spildes bortskaffes ved forbrænding med efterfølgende energiudnyttelse.

• Genanvendelse af farverester og spild.

• Omhu ved tømning af såvel emballager som farvekar, således at så meget trykfarve som muligt opsamles og genanvendes.

• Genpåsætning af emballagelåg umiddelbart efter, at den nødvendige mængde er fjernet, således at ødelæggelse af farven på grund af fordamning eller kontaminering undgås.

En række af disse tiltag er tillige relevante som forbedringsforslag også ved fremstillingen af trykfarver.

5.3.3 Miljøeffekter

På baggrund af de udpegede væsentligste problemer kan følgende forslag til tiltag udpeges:

• Mere detaljeret vurdering af de miljømæssige effekter af de stoffer, der forekommer i vandfortyndbare flexofarver. Et sådant arbejde er allerede igangsat, idet der igangsat et Renere Teknologiprojekt med titlen "Miljøoptimering ved anvendelse af vandfortyndbare flexofarver", der har dette sigte.

• Vurdering af UV-hærdende trykfarver og lakker i et samlet miljøperspektiv, herunder specielt mere kendskab til karakteristika ved indholdsstofferne i UV-farver. Området er i så stærk vækst, at det er endog overordentligt vanskeligt at få identificeret typiske indholdsstoffer og de tilfælde hvor oplysninger om identitet er tilgængelig er den tilgængelige miljømæssige viden stærkt begrænset. Man kan imidlertid ikke nærme sig løsningen af dette problem uden at have nær kontakt med én eller flere producenter, noget der ikke har været muligt inden for rammerne af herværende projekt.

5.3.4 Sundhedseffekter

Med udgangspunkt i opsummeringen af de væsentligste belastninger ovenfor kan der opstilles følgende forslag til tiltag:

• Anvend de allerede kendte metoder til at nedbringe belastningen i arbejdsmiljø og det ydre miljø med organiske opløsningsmidler mest muligt

• Tilrettelæg arbejdet med vandfortyndbare trykfarver således, at risikoen for sundhedsproblemer i form af irritation og allergi fjernes eller minimeres

• Håndter alle UV-hærdende trykfarver som om der er en reel risiko for at blive sensibiliseret

• Undgå anvendelsen af UV-trykfarver, der indeholder de i afsnit 4.5.1 nævnte monomerer

Ud over disse tiltag bør det fra myndighedsside overvejes, hvorvidt arbejde med UV-trykfarver skal være omfattet af den samme type af tvungen oplæring, som arbejde med epoxy- og polyurethanprodukter.

6. Litteratur

Anon. (1991). 1991 Protocol to the 1979 Convention on Long-range Transboundary Air Pollution.

Anon. (1987). The list of the existing chemical substances tested on biodegradability by microorganisms or bioaccumulation in fish body by Chemicals Inspection and Test Institute, Japan.

Arbejdsmiljøinstituttet (1991). Reproduktionsskadende kemiske stoffer i arbejdsmiljøet. AMI-rapport 35. København.

Arbejdstilsynet (1994). Grænseværdier for stoffer og materialer. At-anvisning Nr. 3.1.0.2. København.

Arbejdstilsynet (1990). Nervesystembeskadigende stoffer i arbejdsmiljøet - en kortlægning. At-rapport 13. København.

Arbetarskyddsverket (1990). Nordiska expertgruppen för gränsvärdesdokumentation. 15. Isopropanol. Arbeta och hälsa 18. Solna.

Björkner B (1989). Kontaktallergi för ultraviolett härdandee akrylatprodukter i färger och lacker. Arbeta och Hälsa 20. Arbetsmiljøinstituttet, Solna.

Bonde JP, Mortensen JT, Johansen, JP (1987). Toksisk encephalopati og sædkvalitet blandt ansatte i en flexotrykvirksomhed. Ugeskrift for læger 149: 469-471.

Borovsky D et al. (1987). Polycyclic aromatic compounds as phototoxic mosquito larvicides. J. Am. Mosq. Control. Assoc., 3:246.

Bridie AL et al (1979). The acute toxicity of some petrochemicals to goldfish. Water Res. 13:623.

Bringmann G & Kühn R (1980). Comparison of the toxicity thresholds of water pollutants to bacteria, algae and protozoa in the cell multiplication inhibition test. Water Res. 14: 231-241.

Buccafusco RJ et al. (1981). Acute toxicity of priority pollutants to bluegill (Lepomis macrochirus). Bull. Environ. Contam. Toxicol. 26: 446.

BUJF (1994). Textilchemikalien in Österreich - Einsatzmengen, Anwendungsgebiete und ökologische Bewertung. Bundesministerium für Umwelt, Jugend und Familie, Sektion II. Wien, Österreich.

Calamari D et al. (1981). Effects of long-term exposure to ammonia on the developmental stages of rainbow trout (Salmo gairdneri Richardson). In the early life history of fish: recent studies. In: Lasker, R. & Sherman, K. (eds.), Conseil Int. Explor. Mer. (Publ.), Copenhagen; Rapp. P.-v. Reun. CIEM, 178: 81.

Cohr K-H, Seedorff L (1983). Organiske opløsningsmidler. I: Basisbog i arbejdsmedicin. Del II. Risikofaktorer i arbejdsmiljøet. Redigeret af Ib Andersen. Arbejdsmiljøinstituttet, København.

CTP (uden år). Clean Air in the Printing Industry. Chemish Termische Prozesstechnik Ges.m.b.H. Graz.

Davis GA, Kincaid LE, Schultz T, Bartmess J, Swanson M, Griffith B & Jones S (1993). Chemical ranking for potential human health and environmental aspects. University of Tennessee, Center for Clean Products and Clean Technologies. Draft report, EPA Cooperative Agreement No. CR 816735.

Dutch Expert Committee on Occupational Standards (DECOS) (1993). Health-based occupational exposure limits for 1-methoxypropanol-2, 1-methoxypropylacetate-2, 2-methoxypropanol-1, 2-methoxypropylacetate-1. Ministry of Social Affairs and Employment. Den Haag.

Engström K (1982). Nordiska expertgruppen för gränsvärdesdokumentation. 31. Ftalater. Arbeta och hälsa 12. Arbetarskyddsverket, Solna.

EPA (1990). Guides to Pollution Prevention. The Paint Manufacturing Industry. United States Environmental Protection Agency. EPA/625/7-90/005. Cincinnati.

Fenger J, Fenhann J, Kilde N (1990). Danish Budget for Greenhouse Gases. Nordic Council of Ministers. Nord 1990:97. København.

Gillner M, Loeper I (1993). Ethanolamine. I: Health effects of Selected Chemicals. Nord 29. Nordic Council of Ministers. København.

Hansen MK (1986). Vandfortyndbare malevarers arbejdsmiljøegenskaber. Delrapport 2. Toksikologiske vurderinger. Arbejdsmiljøfondet, København.

Hazel N (1994). LCA of Automotive OEM Finishes: Are Waterborne Coatings really the Environmental Solution. Resumé af foredrag afholdt ved 14th International Conference on Coatings, Community & Care.

Hockenbury MR & Leslie Grady, CP (Jr.) (1977). Inhibition of nitrification effects of selected organic compounds. JWPCF, May

International Agency for Research on Cancer (IARC) (1996). IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol. 65. Printing Processes and Printing Inks, Carbon Black, and some Nitro Compounds. Lyon.

International Agency for Research on Cancer (IARC) (1987). IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Supplement 7. Overall Evaluations of Carcinogenicity: An updating of IARC Monographs Volumes 1 to 42. Lyon.

International Agency for Research on Cancer (IARC) (1977). IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol. 15. Some Fumigants, the Herbicides 2,4-D and 2,4,5-T, Chlorinated Dibenzodioxins and Miscellaneous Industrial Chemicals. Lyon.

International Agency for Research on Cancer (IARC) (1975). IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Vol. 9. Some aziridines, N-, S- & O-mustards and selenium. Lyon.

Jensen AA (1991). Fokus på farlige stoffer i arbejdsmiljøet. Nr. 36. Glycolethere. Arbejdsmiljø nr. 9: 28-31.

Jensen AA (1990). Fokus på farlige stoffer i arbejdsmiljøet. Nr. 32. Phthalater. Arbejdsmiljø nr. 11: 38-41.

Johansen G (1990). NEG and NIOSH Basis for an Occupational Health Standard: Propylene Glycol Ethers and Their Acetates. Arbeta och hälsa 32. Arbetsmiljöinstituttet, Solna.

S.C. Johnson Polymer b.v. (1992). Material safety data sheet for Jonwax 49. Mijdrecht, the Netherlands

KBWS (1993). Kommission Bewertung Wassergefährdender Stoffe. Berlin, Bundesrepublik Deutschland.

Lauritsen KB (1991). Renere teknologi i den grafiske branche, Miljøprojekt nr. 169, Miljøstyrelsen, København..

Leira HL, Ophus EM (1986). Nordiska expertgruppen för gränsvärdesdokumentation. 71 Ammoniakk. Arbete och hälsa 31. Arbetarskyddsverket, Solna.

Miljø- og energiministeriet (1996). Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer nr 69 af 7 februar.

Miljøstyrelsen (1990). Begrænsning af luftforurening fra virksomheder. Vejledning nr. 6. København.

Miljøstyrelsen (1994). Tilslutning af industrispildevand til kommunale spildevandsanlæg. Vejledning fra Miljøstyrelsen, Nr. 6. Miljøstyrelsen, København.

Ministry of Housing, Planning, and Environment (1989). Control strategy for emissions of volatile organic compounds. The Hague.

Mortensen B (1993). Propylene glycol. I: Health effects of Selected Chemicals. Nord 29. Nordic Council of Ministers. København.

Møller S (1993). VOC Emissions in Denmark. VOC Newsletter, June, p.1-2.

Nielsen E & Larsen PB (1996). Toxicological Evaluation and Limit Values for DEHP and Phthalates, other than DEHP. Environmental Review No. 6. Miljøstyrelsen, København.

Nylander-French L, Fischer T, Hultengren M, Lewné M, Rosen G (1994). Assessment of Worker exposure in the Processing of Ultraviolet Radiation-Cured Acrylate Lacquer-Coated Wood Products. App. Occup. Environ. Hyg 9(12):962-976.

OECD (1982). Photochemical Smog. Contribution of organic compounds. Paris.

Omland Ø, Pedersen CL (1995). Hudproblemer ved anvendelse af (meth)acrylatbaserede UV-hærdende trykfarver og lakker i Danmark. Arbejdsmiljøfondet, København.

Ophus E (1994). Life-cycle Assessment of an Alkyd Emulsion: Improvements in Environmental Performance. Resumé af foredrag afholdt ved 14th International Conference on Coatings, Community & Care.

Riihimäki V (1990). NEG and DEC Basis for an Occupational Health Standard: Ethyl Acetate. Arbeta och Hälsa 35. Arbetsmiljöinstituttet, Solna.

Seedorff L (1991). Opløsningsmiddelfattige serigrafifarver, Miljøprojekt nr. 176. Miljøstyrelsen, København.

Søderlund E (1993). 1,2-benzisothiazol-3-on, 2-methyl-4-isothiazolin-3-on, 5-chlor-2-methyl-4-isothiazolin-3-on. I: Health effects of Selected Chemicals. Nord 29. Nordic Council of Ministers. København.

TEM (1994). Vattenburen tryckning inom flexo. Resumé av nordiska samarbejdsprojekt med stöd från Nordisk Industrifond. Lunds Universitet.

Veith GD et al. (1983). Estimating the acute toxicity of narcotic industrial chemicals to fathead minnows. In: Aquatic toxicology and hazard assessment: sixth symposium, ASTM STP 803. Bishop, W.E. et al. (eds.) Am. Soc. Test. Mater., Philadelphia, Pa, 90.

Verschueren K (1983). Handbook of Environmental Data of Organic Chemicals. Van Nostrand Reinhold Co. Inc., New York, USA.

Williams KA et al (1986). Studies on the acute toxicity of pollutants to freshwater macroinvertebrates. 3. Ammonia. Arch. Hydrobiol.. 106: 61.

Wilson WB, Glam CS, Goodwin TE, Aldrich A, Carpenter V & Hrung, YC (1978). The toxicity of phthalates to the marine dinoflagellate Gymnodinium breve. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 20: 149-154.

Ziegenfuss PS, Renaudette WJ & Adams WJ (1986). Methodology for assessing the acute toxicity of chemicals sorbed to sediments: Testing the equilibrium partitioning theory. In: T.M. Poston and R. Purdy (Eds.), Aquatic Toxicology and Environmental Fate, 9th volume, ASTM STP 921, Philadelphia, p. 479-493.

LCA er en forkortelse for det engelske Life Cycle Assessment, på dansk livscyklusvurdering, og begrebet indebærer en kortlægning af et systems (produkt eller proces) potentielle miljøbelastninger gennem hele produktets livscyklus - "fra vugge til grav". Dette gøres ved en foretage en kvantitativ opgørelse af stof- og energistrømme - såvel ind i systemet som ud af det - efterfulgt af en vurdering af de heraf følgende konsekvenser for miljøet og den menneskelige sundhed. Livscyklusvurderinger er således en helhedsorienteret tilgang til miljøvurderinger.

Hensigten med dette notat er at redegøre for, hvorledes livscyklusvurderinger tænkes anvendt i projektet om miljøforhold ved flexografisk trykning; men først beskrives kort en række generelle forhold og begreber omkring livscyklusvurderinger.

Livscyklusvurderinger generelt

Som det fremgår af ovenstående vil en livscyklusvurdering indebære en opgørelse af:

• Energiforbrug

• Materialeforbrug

• Emissioner til luft og vand

• Affald

gennem hele produktets livscyklus. En sådan opgørelse kaldes inden for livscyklusvurderinger et inventory. De parametre, der inddrages i vurderingen afhænger til en vis grad af formålet med undersøgelsen; men vurderingen indeholder normalt følgende elementer:

• Bæredygtighed af råvareforbrug, heruder energiforbrug og -kilder

• Miljøbelastninger globalt, regionalt og lokalt

• Sundhedsbelastninger incl. belastninger i arbejdsmiljøet

• Risiko for uheld

• Genanvendelsesmuligheder

De faser, der indgår i livscyklus for et produkt afhænger til dels af produktets karakter; men generelt er der tale om følgende:

• Produktion af råvarer

• Produktion af mellemprodukter

• Færdigvareproduktion

• Transport og distribution

• Anvendelse af produktet

• Genanvendelse

• Bortskaffelse (forbrænding, deponering, kompostering)

En meget vigtig del af en livscyklusvurdering er at redegøre for hvilke faser i livscyklus, der er inddraget i vurderingen og hvilke der er udeladt. Naturligvis er der ikke tale om at udelukke de centrale faser i livscyklus - så ville det vel næppe være berettiget at bruge navnet livscyklusvurderinger. Det, der kan være tale om at udelade, er f.eks. produktion af de maskiner, der anvendes ved produktion af et produkt eller produktion af den lastbil der transporterer produktet frem til forbrugerer og lignende dele som er i "udkanten" af produktets livscyklus. I næste afsnit vil det blive beskrevet nærmere, hvilke livscyklusfaser der inddrages i forbindelse med vurdering af flexofarver.

Livscyklusvurderinger anvendes inden for en lang række områder; eksempler på anvendelser er:

• Produktudvikling

• Miljørigtigt valg af materialer eller produkter

• Procesoptimering

• Miljømærkning

• Miljøstyring

• Uddannelse

For langt de fleste af disse anvendelser vil der være tale om, at 2 eller flere produkter skal sammenlignes for at kunne udpege det miljømæssigt optimale alternativ. For at kunne foretage en sådan sammenligning er det imidlertid nødvendigt, at det man sammenligner har samme funktion. En vigtig del af livscyklusvurderingen er derfor at definere den funktionelle enhed, som er den størrelse samtlige forbrug og emissioner skal relateres til. I mange tilfælde er den optimale funktionelle enhed det fysiske produkt, der undersøges; men det er langtfra altid tilfældet. F.eks. vil den funktionelle enhed ved en vurdering af, hvorvidt det er miljømæssigt fornuftigt at skifte fra 1 liters mælkekartoner til 2 liters kunne være "levering af 1000 liter mælk" frem for vurdering af selve kartonerne.

Umiddelbart vil de fleste nok være enige i, at livscyklustankegangen er en fornuftig tilgang til miljøproblemer; men når det kommer til selve udførelsen kan der opstå talrige problemer. Det er allerede nævnt, at man skal redegøre for, hvilke elementer, der inddrages i livscyklus og hvilke der udelades; men det er ikke nogen let afgørelse at træffe disse beslutninger. Når systemet er afgrænset og defineret skal der - hvis alle input og output skal registreres - indsamles en lang række data, og det er både meget tidskrævende og meget kostbart. Der er derfor stor interesse for at udvikle screeningsmetoder, dvs. metoder der med relativt kort tidsforbrug kan udpege væsentlige aspekter i et systems livscyklus.

Livscyklusvurderinger i projektet

I projektet om inventering af miljøparametre ved flexografisk trykning indgår som en vigtig del at kortlægge de miljømæssige belastninger ved såvel traditionelle metoder som nyere metoder. Hensigten med denne kortlægning er at have den tilstrækkelige viden til at give anbefalinger om, hvilke teknologier der må anses for at være miljømæssigt mest bæredygtig i fremtiden.

Af ansøgningen fremgår, hvilke faser i den primære livscyklus, der inddrages i projektet. de vigtigste afgrænsninger er, at produktionen af råvarer til trykfarver ikke er medtaget, ligesom produktionen af de genstande, der skal trykkes på, heller ikke inddrages. Af ansøgningen fremgår endvidere, at miljøbelastningerne fra trykfarverne på det trykte produkt i dettes livscyklus inddrages; dette fremgår imidlertid ikke helt klart af den i ansøgningen medtagne figur over trykfarvers livscyklus.

Som nævnt i ansøgningen vil der blive anvendt en fremgangsmåde, hvor der i første omgang udarbejdes et semikvantitativt inventory. De herved opnåede data screenes med hensyn til en række parametre som beskrevet mere udførligt nedenfor. I de tilfælde hvor screeningen udpeger potentielle miljøbelastninger vil der blive udarbejdet en mere dybtgående vurdering, og dette kan i nogle tilfælde kræve indhentning af supplerende kvantitative data.

Den nedenfor beskrevne screeningmetode tager udgangspunkt i den metodik, der er udviklet i "Rammeprogrammet for integreret miljø- og arbejdsmiljøvurdering" under "Det materialeteknologiske udviklingsprogram" (Schmidt et al., 1993), hvortil der henvises for yderligere detaljer med hensyn til fremkomsten af de nedenfor citerede værdier mm.

De parametre, der screenes for, er følgende:

• Energiforbrug

• Forbrug af øvrige råvarer

• Sundhedsfarlige egenskaber

• Miljøfarlige egenskaber

• Affaldsbortskaffelse incl. genanvendelsesmuligheder

Herudover kunne det være relevant at inddrage en parameter omkring "Brand- og uheldsrisiko"; men det er valgt ikke at fokusere på dette aspekt i nærværende projekt.

Energiforbrug

Energiforbruget vil blive opgjort i forhold til den funktionelle enhed, dvs. som MJ/funktionel enhed. Ved screeningsproceduren opgøres energiforbruget ved de forskellige faser i livscyklus, og disse omregnes alle til primærenergi. Omregningen til primærenergi indebærer, at den energi, der anvendes ved udvinding af energiråstofferne og ved konverteringen af disse råstoffer til brugbar energi, der leveres på det endelige brugssted medtages i det samlede energiforbrug.

Ideelt set skal der i livscyklusvurderinger anvendes specifikke data fra det enkelte produktionssted, hvilket indebærer at de konkrete virkningsgrader for de involverede energianlæg skal indgå i opgørelsen. I herværende projekt vil der dog blive anvendt en række standardtal ved konverteringen til primærenergi, standardtal der både inkorporerer gennemsnitlige virkningsgrader og i visse tilfælde endvidere forholdet mellem de forskellige energiformer ("energimix'et"). Disse standardtal er anført i figur 1.

Som nævnt introduceres der en fejl i tallene ved benyttelse af standardtal; men ved at anvende sådanne tal sikres det dog, at alle materialer og produkter vurderes efter den samme målestok, hvilket gør det muligt at sammenligne energiforbruget for disse.

Figur 1. Standardfaktorer ved konvertering mellem forskellige energiformer og -niveauer. Se her

Ressourceforbrug

Ved vurdering af ressourceforbrug skelnes der først og fremmest mellem fornyelige og ikke-fornyelige ressourcer. For de ikke-fornyelige råvarer anvendes forsyningshorisonten som indikator for, hvilke materialer, der er truede og hvis anvendelse kan føre til potentielle forsyningsproblemer. Forsyningshorisonten for en række råvarer (primært metaller), baseret på hhv. forbrug og samlede reserver i 1989/1990 er angivet i tabel 1.

Anvendelsen af data omkring forbrug og kendte reserver er naturligvis behæftede med usikkerhed. Den endelige udtømning af den pågældende reserve vil således udskydes, hvis der i mellemtiden findes nye reserver, og forbrugsmønsteret kan også ændre sig væsentligt i takt med prisniveauet og fremkomst af nye anvendelsesområder. Hertil kommer, at de forskellige råvarer findes i meget forskellige koncentrationer i jordskorpen - de har forskellig lødighed. Lødigheden af den pågældende råvare influerer stærkt på, hvorvidt det er økonomisk attraktivt at udvinde den pågældende forekomst, men dette vil undergå ændringer i takt med efterspørgslen og evt. forbedret udvindingsteknologi. Oparbejdning af materialer med mindre lødighed vil imidlertid ofte være behæftet med et forhøjet energiforbrug, hvorfor det er væsentligt at belyse energiforbruget i råvareudvindingsfasen for at få et mere nuanceret billede af forsyningssituationen.

Tabel 1. Verdensproduktion, forbrug, reserver og forsyningshorisont af en række råmaterialer. Se her

Sundhedseffekter

For at kunne lave en egentlig sundhedsvurdering er det nødvendigt at have fuld information om såvel de sundhedsmæssige effekter af det eller de involverede stoffer, dels om eksponeringens størrelse via de forskellige eksponeringsveje. I den screeningsprocedure, der vil blive anvendt i projektet vil der imidlertid udelukkende blive lagt vægt på effekterne af stofferne, hvorimod eksponeringen først vil blive inddraget i forbindelse med en eventuel nærmere vurderinger af stoffer, der er fundet potentielt kritiske. I så fald vil der blive skelnet mellem stoffer, der udgør en sundhedsrisiko i arbejdsmiljøet og stoffer, hvis effekter er relevante i forbindelse med den almene befolkning (omkringboende, eksponering via føden m.m.).

I tabel 2 er angivet kriterier for vurdering af de forskellige sundhedseffekter. Disse bygger - hvor det er muligt - på internationalt anerkendte kriterier for klassificering og mærkning, som f.eks. EF-mærkning (Miljøstyrelsen, 1991) eller IARC's kriterier for carcinogen virkning (IARC, 1992). For effektområder, for hvilke der ikke er internationalt anerkendte kriterier, stammer de anvendte cut-off værdier delvist fra uofficielle kriterier, f.eks. Miljøstyrelsens kriterier for vurdering af pesticider (Miljøstyrelsen, 1988). Som det fremgår af tabellen, inddeles de forskellige effekter i 3 kategorier efter hvor alvorlig effekten af det pågældende stof er. Hvis et kemisk stof ikke kan vurderes at høre til en af de tre kategorier for én eller flere effekter på grund af manglende data, placeres stoffet i kategori 2 for disse effekter. Til vurdering af hvor alvorlig sundhedseffekterne er, anvendes følgende målestok:

Lav effekt: Højst én effekt i kategori 2
Middel effekt: Mindst to effekter i kategori 2
Høj effekt: Mindst én effekt i kategori 3

Tabel 2. Effektkategorier i sundhedsvurderinger Se her

Effektkategorier i sundhedsvurderinger Se her

Miljøfarlige egenskaber

For miljøfarlige egenskaber gælder ligeledes, at en fuldstændig vurdering kræver informationer om såvel de involverede stoffers effekter i miljøet, dels om eksponeringen (skæbne og fordeling i miljøet). Som for de sundhedsfarlige egenskaber vælges imidlertid at fokusere på stoffernes effekter i screeningsproceduren. De relevante stoffer vurderes først og fremmest i forhold til EF's regler for klassificering af miljøfarlige stoffer (Miljøstyrelsen, 1991). Disse kriterier, der alle er relaterede til det vandige miljø involverer toksicitet over for vandorganismer, bioakkumulering i fisk eller potentiel bioakkumuleringsevne samt nedbrydelighed. For at tage højde for det forhold, at visse stoffer kan have effekter på andre økosystemer uden at have effekter i vand suppleres med toksikologiske data for terrestriske organismer (LD50 oral eller LC50 i rotter). Kriterierne for, hvornår et stof skal betragtes som miljøfarligt er angivet i tabel 3. Stofferne anses for miljøfarlige, hvis de kommer ind under en eller flere af de 5 kriterier.

Tabel 3. Kriterier for vurdering af kemikaliers miljøpåvirkning.

En dyberegående vurdering af miljøfarlige egenskaber kræver, at systemets bidrag til en række regionale og globale miljøeffekter inddrages. Dette vil først og fremmest være:

- Forsuring

- Eutrofiering

- Ozonlagsnedbrydning

- Drivhuseffekt

En række stoffer, der emitteres ved energiproduktion og forbrug (SO2, NOx og CO2) bidrager til forsuringseffekten og drivhuseffekten. I forbindelse med energivurderingen foretages en opgørelse af energiforbruget; men da emissionen af disse stoffer afhænger af såvel energikilden som anlægstypen er der ikke en entydig sammenhæng mellem energiforbrugets størrelse og emissionen af forsurende og drivhuseffektskabende stoffer. Imidlertid giver energiforbrugets størrelse en størrelsesorden for bidraget til disse effekter.

Affaldsbortskaffelse og genanvendelse

I forbindelse med projektets formål - at vurdere forskellige flexografiske trykkemetoder i forhold til hinanden - vil det ikke være relevant at gå ind i en meget detaljeret vurdering af genanvendelse og bortskaffelse af de trykte produkter. Der vil derfor ved vurderingen af dette aspekt blive fokuseret på, hvorvidt nyere, renere teknologier betyder ændringer i genanvendelses- og affaldsbehandlingsmulighederne, dvs. vil produkter trykt med nyere teknologi betyde, at genanvendelse gøres lettere/mere besværlig og vil affaldsbehandling medføre emission af andre miljøbelastende stoffer end behandling af traditionelt trykte produkter.

Litteratur

IARC (International Agency for Research on Cancer) (1992). IARC Monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. List of IARC evaluations. Lyon.

Miljøstyrelsen (1988). Kriterier for, hvornår bekæmpelsesmidler anses for særligt farlige for sundheden eller særligt skadelige for miljøet. Internt arbejdsdokument.

Miljøstyrelsen (1991). Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 586 af 8. august 1991 om klassificering, emballering, mærkning, salg og opbevaring af kemiske stoffer og produkter.

Schmidt A et al. (1993). Livscyklusmodel - Udbygget screeningsmodel til generel anvendelse på nye materialer og processer incl. bilagsrapport med beskrivelse af delelementerne i den udbyggede generelle screeningsmetode. Interimrapport. dk-TEKNIK.

Forudsætninger

Lagtykkelse = 3,5 m m i tørret tilstand. Ens for alle tre typer af trykfarver.

Opløsningsmiddelbaserede farver har et fordampeligt indhold på 64% (w/w) jf. typerecept

Vandfortyndbare har et fordampeligt indhold på 50,75% (vand + filmdannere + forsæbningsmidler)

UV-farver har et tørstofindhold på 100%.

Massefylde for opløsningsmiddelbaserede er 0.95, for vandfortyndbare 1,05 og for UV-farver 1,25.

Beregninger i forbindelse med den funktionelle enhed på 1 m² fuldtonetryk

Opløsningsmiddelbaserede:

Af 1 kg fordamper 640 g svarende til 0,75 l (ved en gennemsnitsdensitet af de relevante opløsningsmidler på 0.85). Tilbage er derfor 360 g som fylder ((1 kg/0.95 kg/l)-0,75l) = 0,30 l svarende til en massefylde på 1,2 kg/l.

Til at dække 1 m² bruges 1,2 x 10³ kg/m³ x 3,5 x 10^-6 m = 4,20 x 10^-3 kg.

Vandbaserede

Af 1 kg fordamper 507,5 g svarende til 0,5075 l (ved en densitet 1). Tilbage er derfor 0,4925 kg som fylder ((1 kg/1.05 kg/l)-0,5075l) = 0,44 l svarende til en massefylde på 1,12 kg/l.

Til at dække 1 m² bruges 1,12 x 10³ kg/m³ x 3,5 x 10^-6 m = 3,92 x 10^-3 kg.

UV-farver

Til at dække 1 m² bruges 1,25 x 10³ kg/m³ x 3,5 x 10^-6 m = 4.38 x 10^-3 kg.

Allokeringfaktorer i forbindelse med den funktionelle enhed på 1 m² tryksag

0,36 kg tørstof per kg farve for opløsningsmiddelbaserede

0,49 kg tørstof per kg farve for vandfortyndbare

1,00 kg tørstof per kg farve for UV-farver

Opsummering af data fra virksomhedsbesøg

I dette bilag er anført de oplysninger, som er blevet indsamlet ved de 9 virksomhedsbesøg, der er foretaget i projektet. Som diskuteret i afsnit 2 er dataene relateret til 2 forskellige funktionelle enheder:

• 1 m² substrat

• 1 m² fuldtonetryk med én farve.

I forbindelse med anvendelse af den anden af disse funktionelle enheder, er det nødvendigt at beregne, hvor meget trykfarve, der skal anvendes for at dække 1 m². Disse mængder er:

Opløsningsmiddelbaserede: 4,20 x 10^-3 kg.
Vandbaserede: 3,92 x 10^-3 kg.
UV-farver: 4.38 x 10^-3 kg.

Grundlaget for disse tal er angivet i bilag 2.

I de tilfælde, hvor der anvendes mere en én type trykfarve på en virksomhed, er det nødvendigt at estimere, hvor stor en del af den samlede årlige mængde substrat, der anvendes til hver af de involverede typer. Som fordelingsnøgle herfor er valgt "mængden af kg tørstof per kg trykfarve". De faktorer, der skal anvendes er ligeledes beregnet i bilag 2 og resultaterne er:

0,36 kg tørstof per kg farve for opløsningsmiddelbaserede.
0,49 kg tørstof per kg farve for vandfortyndbare.
1,00 kg tørstof per kg farve for UV-farver.

Funktionel enhed: 1 m² tryksag

*) Virksomhed 2 trykker udelukkende med vandfortyndbare farver.

*) Virksomhed 3 trykker udelukkende med vandfortyndbare trykfarver.

*) Virksomhed 5 trykker udelukkende med solventbaserede farver.

*) Virksomhed 7 trykker udelukkende med vandfortyndbare farver.

*) Virksomhed 9 trykker udelukkende med solventbaserede farver.

Funktionel enhed: 1 m² fuldtonetryk

*) Virksomhed 2 trykker udelukkende med vandfortyndbare farver.

*) Virksomhed 3 trykker udelukkende med vandfortyndbare trykfarver.

*) Virksomhed 5 trykker udelukkende med solventbaserede farver.

*) Virksomhed 7 trykker udelukkende med vandfortyndbare farver.

Sammenstilling af resultaterne for de to funktionelle enheder