Kortlægning af substitutionsmuligheder inden for maling/lakfjernere 5. Miljø- og sundhedsvurdering5.1 Indledning
5.1 IndledningPåvirkningerne af miljø og sundhed vil i forbindelse med fjernelse af maling/lak hidrører fra selve malingen og eventuelt den kemiske maling-/lakfjerner. De iboende farlige egenskaber i selve malingen varierer meget fra maling til maling. Eksempelvis er der stor forskel i farlighed ved en hvid maling med titandioxid som pigment og en bly-mønjemaling. I denne vurdering tillægges udfra et forsigtighedsprincip alle malinger, der skal fjernes fra et emne, farlige egenskaber, da brugeren ikke vil være i stand til at skelne mellem farlige og ikke farlige malinger uden væsentlige undersøgelser. Uanset hvilken metode, der er tale om, er der risiko for spredning af stoffer, der indgår i selve malingen. Eksempler på malingskomponenter, der indgår i den udhærdede maling og som indeholder miljø- og sundhedsfarlige stoffer (listen er ikke nødvendigvis dækkende):
Med dette udgangspunkt vurderes det, at i forbindelse med de mekaniske metoder er det selve malingens påvirkninger, der dominerer. Ved kemisk fjernelse vil både selve malingen og maling-/lakfjerneren have betydning for påvirkning af miljø og sundhed. Påvirkningernes alvorlighed vil afhænge af, hvor fjernelsen skal finde sted. Følgende situationer vil således være forbundet med påvirkninger med forskellig alvorlighed:
Fordelingen af farlighed mellem selve malingen og eventuelle kemiske maling-/lakfjernere er afhængig af produktudviklingen af begge typer produkter. I det øjeblik, hvor der udvikles meget harmløse maling-/lakfjernere vil farligheden skulle allokeres til selve malingen. Det modsatte vil naturligvis også være tilfældet. Normalt risikovurderes kemikalier efter EU's retningslinier (TGD, 1996), hvilket kræver adgang til en stor mængde data og behandling af disse. Dette arbejde er for et enkelt stof ganske omfattende. Med udgangspunkt i principperne for EU's risikovurdering af kemiske stoffer gennemføres i det følgende en kvalitativ miljø- og sundhedsvurdering af de metoder, der anses for at være mest relevante. I afsnittene om sundhed er der tale om både private og professionelle brugere. Enkelte af metoderne, som beskrives, herunder elektrolyse, mikrobølger og pyrolyse er dog rent industrielle, så den relevante bruger vil her være arbejdstageren. Med hensyn til indirekte påvirkninger af mennesket fra miljøet er dette nævnt, hvor det er relevant. I afsnittene om miljø er det eller de delmiljø(er) - vand, jord eller luft, der eventuelt påvirkes - specifik nævnt. 5.2 Hensigtsmæssig brug af fjernelsesmetoderneMed udgangspunkt i de foregående kapitler opstilles i det følgende et scenarium for hensigtsmæssig brug af de behandlede metoder udfra deres tekniske muligheder, således at beskrivelsen af deres mulig påvirkninger af sundhed og miljø betragtes udfra yderlighederne hensigtsmæssig og uhensigtsmæssig brug af metoderne. Baggrunden for scenariet beskrives i detaljer i de følgende kapitler i miljø og sundhedsvurderingen. Scenariet indeholder anbefalinger, der vil bidrage til at mindske påvirkningerne af sundhed og miljø og kan derfor anvendes ved planlægning af arbejde med fjernelses af maling/lak. I forhold til påvirkning af sundhed gælder der generelt for alle metoderne, at den personlig hygiejne hos brugeren i form af personvask m.m. spiller en afgørende rolle især i forbindelse med bly, der ved mangel på personlig hygiejne kan optages og give anledning til forhøjede koncentrationer af bly i blod. For alle metoderne gælder derfor, at de skal udføres adskilt fra enhver indtagelse af mad og drikke samt rygning. Brug af alle metoder skal ved hensigtsmæssig brug afsluttes med god personlig hygiejne - især i form af vask af hænder. En hver fjernelse af maling/lak bør indledes med en hurtigtest af, om malingen indeholder bly. Der findes ifølge (Hansen, 1999) muligheder for at udføre sådanne test. Alle metoderne vil genere restprodukter til bortskaffelse. I flere tilfælde vil der være tale om fast affald. Indeholder dette mere end 1% af et stof, der er klassificeret som farligt f.eks. bly, skal det bortskaffes som farligt affald. 5.2.1 Kemisk fjernelseDen hensigtsmæssige brug af kemiske maling-/lafjernere er især afhængig om der er tale om et flytbart eller et fastsiddende emne. Som tidligere nævnt kan den kemiske fjernelse inddeles i tre undergrupper:
Det forudsættes i det følgende, at de kemiske maling-/lakprodukter håndteres af brugerne ud fra princippet om god kemikaliehygiejne, hvilket vil sige, at især hudkontakt med produkterne begrænses til et minimum. Varme alkaliske bade Fjernelse af maling/lak i varme alkaliske bade er kun relevant for flytbare emner af træ. Den hensigtsmæssige brug af processen er baseret på, at badene efter endt brug bortskaffes som farligt affald. Neutrale maling-/lakfjernere Disse maling-/lakfjernere kan anvendes på de fleste typer emner, så den hensigtsmæssige brug skal ses på baggrund af, hvilket emne, der skal behandles. Er der tale om et fastsiddende emne såsom træ, murværk eller metal og ønskes fjernelsen afsluttet med afskylning med vand, bør dette foregår på et kloakeret areal. Ønskes processen afsluttet med afskrabning af pastaerne, bør det afskrabede materiale opsamles og sendes til forbrænding. Sure maling-/lakfjernere Disse typer maling-/lakfjernere kan let skade emnerne eller udøve direkte skade på de nære omgivelser og vurderes derfor kun relevant for mindre flytbare metalemner, der kan nedsænkes i bade. Indholdet af disse bade skal efter endt brug bortskaffes som farligt affald. 5.2.2 Mekanisk fjernelseEn stor del af de mekaniske fjernelsesprocesser anvendes i industriel sammenhæng, hvorved den hensigtsmæssige brug tager udgangspunkt i et arbejdsmiljø af en karakter, der lever op til miljø- og arbejdsmiljømyndighedernes krav på området i Danmark. I det følgende suppleres disse krav med anbefalinger, der vil bidrage til at mindske påvirkningerne af sundhed og miljø. Afbrænding Udføres denne proces på små flytbare metalemner i det arbejdsmiljø, som er beskrevet ovenfor, vil den hensigtsmæssige brug kunne fuldendes ved at opsamle den fremkomne aske og bortskaffe denne som farligt affald. En særlig udgave af denne metode er opvarmning med varmluftblæsere, der kan anvendes på både flytbare og ikke flytbare emner. Den hensigtsmæssige brug adskiller sig ikke fra egentlig afbrænding. Pyrolyse Processen bør kun anvendes på små flytbare metalemner i et arbejdsmiljø som ovenfor beskrevet. Processen vil ofte foregå i slibemiddel såsom sand. Ved udskiftning af dette slibemiddel, skal dette bortskaffes som farligt affald på grund af muligt restindhold af tungmetaller fra den afrensede malingen. Opvarmning Denne proces bliver i praksis anvendt på mindre flytbare metalemner. Da processen foregår i vandbade med et vist indhold af detergenter skal processen foregå på et kloakeret områder og slamfasen fra processen skal bortskaffes som farligt affald. Fugt Processen har indtil nu kun været anvendt til behandling af bevaringsværdigt fastsiddende eller flytbart træ, der påføres vandholdige matricer (tapetklister eller pastaer) og indpakkes i plast. Processen skal forløbe i varierende tid (timer til dage) og opløser herved de hydrofile (vandelskende) grupper i malingen, der oftest vil være plastmaling. Teoretisk vil processen også kunne anvendes på andre emner, der er behandlet med plastmaling og hvor behandlingstiden ikke spiller nogen rolle i forhold til valg af metode. Efter endt reaktionstid skal plasten fjernes og bortskaffes til forbrænding. Ønskes processen afsluttet med afskylning af matricer og fjernet plastmaling, skal der i forbindelsen med fastsiddende emner være tilstrækkelig kloakering. Tilsvarende skal flytbare emner i forbindelse med afskylning flyttes til en lokalitet med kloakering. Ønskes processen afsluttet med afskrabning skal det afskrabede materiale opsamles og bortskaffes til forbrænding. Slibning og afskrabning Slibning, der omfatter alt fra vinkelsliber til manuel brug af sandpapir, vil kunne anvendes til både fastsiddende og flytbare emner, såfremt deres form tillader det. Da slibning er forbundet med dannelse af støv, indeholdende stoffer, der kan være problematiske i forhold til både sundhed og miljø, bør metoden kun anvendes på fastsiddende emner, såfremt det her er muligt effektivt at opsamle det dannede støv ved f.eks. støvsugning. Er der tale om flytbare emner, bør disse flyttes til et befæstet areal, hvor det er muligt at gennemføre en effektiv opsamling af støvet f.eks. ved støvsugning. Ønskes processen gennemført udendørs, bør dette kun finde sted i vindstille vejr. Sandblæsning Udendørs sandblæsning bør som hovedregel kun gennemføres som våd sandblæsning i forbindelse med fastsiddende emner så som facader og i overensstemmelse med de lokale miljømyndigheders tolkning af Miljøbeskyttelseslovens ordningen for anmeldelse af midlertidige aktiviteter såsom sandblæsning af facader. De forureningsbegrænsende foranstaltninger skal være beskrevet i anmeldelsen og bør omfatte inddækning af processen, så påvirkning af de nære omgivelser minimeres. Vandet fra processen skal kunne ledes til kloak. Er der tale om emner, der indeholder asbest, skal vandet opsamles specielt og bortskaffes som farligt affald. Ønskes flytbare emner sandblæst bør dette ske indendørs i anlæg godkendt efter kapitel 5 i Miljøbeskyttelsesloven. Højtryksrensning Højtryksrensning bør kun anvendes til fjernelse af maling-/lak på fastsiddende emner, når vandet herfra kan ledes direkte til kloak og ikke til jord. Flytbare emner, der ønskes højtryksrenset, bør flyttes til kloakerede befæstede arealer, således at vandet umiddelbart kan bortledes. Elektrolyse Processens energiforbrug gør, at processen kun bør anvendes til specielle opgaver på flytbare metalemner, der repræsenterer en historisk værdi. Når slamfasen i elektrolysekarrene skal bortskaffes skal det ske som farligt affald. Mikrobølger Energiforbruget i processen gør, at den kun bør anvendes til bevaringsværdige flytbare træemner. Da processen indtil nu kun er udført i industriel skala skal arbejdet i forbindelse med den tilrettelægges således, at kravene fra Miljø- og Arbejdsmiljømyndigerne overholdes - i forhold arbejdsmiljøet bør der etableres effektiv ventilation i forbindelse med selve processen og ved for- og efterbehandlingen af emnerne. Malingsresterne, der fjernes i mikrobølgeovnen eller ved efterbehandlingen bør bortskaffes til forbrænding. Ultralyd Denne proces vil kunne anvendes til mindre flytbare emner. Da processen foregår i et bad, der udsættes for ultralydstråling og som indeholder detergenter, vil den hensigtsmæssige brug af processen være på befæstede arealer med kloakering. En del af den hensigtsmæssige brug vil være bortskaffelse af badenes slamfase som farligt affald. 5.3 Identifikation af farer ved brug af mekaniske metoderPåvirkningerne af sundhed og miljø vil her primært hidrøre fra de iboende farlige egenskaber ved selve malingen, idet der her i de fleste tilfælde vil været tale om dannelse af støv eller andre luftbårne partikler fra selve malingen, der i et vist omfang vil blive spredt via luft og vand. Brugen af pigmenter baseret på problematiske tungmetaller som f.eks. bly er reduceret væsentligt i forhold til tidligere. De er i høj grad erstattet af organiske pigmenter som f.eks. azofarvestoffer, der for visse typer kan udvise problematiske påvirkninger af miljø og sundhed. I maling findes der dog stadig tungmetalholdige pigmenter som f.eks. blymønje, blychromater og kobberblåt. Pigmenter, som indeholder problematiske tungmetaller eller visse problematiske organiske stofgrupper, vil således ofte repræsentere en betydelig fare for både miljø og sundhed i forbindelse med mekanisk fjernelse af maling/lak. Det skal i denne forbindelse betones, at der ofte fjernes ældre maling, hvorved problemerne med disse pigmenter bliver nærværende. For visse af de mekaniske metoder, der ikke er forbundet med fuldstændig forbrænding af organiske stoffer, kan blødgørerne, der ofte er phthalater, repræsentere en fare for både sundhed og miljø. Sikkativerne kan indeholde bly, kobolt m.m., der således vil forekomme i den udhærdede maling. Med hensyn til de overfladeaktive stoffer kan disse være baseret på alkylphenoler eller alkylphenolethoxylater, der tillægges væsentlige miljøfarlige egenskaber. Det kan ikke udelukkes, at disse stoffer vil være til stede i den udhærdede maling. I forbindelse med håndtering af flytbare emner som f.eks. vinduer, kan der forekomme påvirkningerne af især bevæge-apparatet. 5.3.1 Afbrænding/opvarmning ved f.eks. varmluftblæserDisse processer anvendes erfaringsmæssigt både udendørs og indendørs på både flytbare og ikke-flytbare emner. Sundhed Der findes eksempler på farer ved at afbrænde ældre maling, idet brugeren ubevidst kan blive udsat for nedbrydningsprodukter og tungmetaller. Hvordan malingens organiske komponenter nedbrydes ved denne metode vil være forskellig fra situation til situation, men det kan ikke udelukkes, at der opstår sundhedsskadelige nedbrydningsprodukter på grund af ufuldstændig forbrænding. Problemet med tungmetaller og nedbrydningsprodukter er størst ved afbrænding indendørs på grund af dårligere udluftningsforhold. I forbindelse med negative påvirkninger af sundheden er indånding af nedbrydningsprodukter og tungmetaller så som bly helt centralt. Påvirkningerne fra både de organiske nedbrydningsprodukter og bly vil primært kunne give anledning til effekter i nervesystemet Miljø Afbrænding vil i de fleste tilfælde give anledning til en dannelse af en vis mængde aske og ikke fuldstændig forbrændte malingsrester, uanset om processen foretages indendørs eller udendørs. Asken og malingsresterne, der normalt bortskaffes som fast affald til forbrænding, kan indeholde miljøproblematiske stoffer som f.eks. tungmetaller, der kan passere affaldsforbrændingsanlæggenes røggasrensning og således blive spredt over et stort areal med mulighed for virkning i alle delmiljøer (vand, jord og luft). Asken kan også blive spredt til jord og belægninger eller vasket væk af regnvand og dermed direkte eller indirekte tilført vandmiljøet. 5.3.2 FugtbehandlingProcessen anvendes primært i forbindelse med konservering af bevaringsværdig flytbare og ikke flytbare emner. Processen anvendes således både indendørs og udendørs. Sundhed Det er processens grundlag, at den finder sted over lang tid. Det vil sige at risikoen for vækst af bakterier eller svampe er til stede. Normalt betragtes enhver form for mikrobiologisk vækst som et potentielt sundhedsproblem, idet typen af væksten ikke kendes på forhånd og eventuelt kan give anledning til allergiske reaktioner hos brugeren. Miljø Normalt vil en fjernelse af maling med fugt blive efterfulgt af en afvaskning, hvorved resterne af malingen overgår til vandfasen. Det kan være et miljømæssigt problem, hvis malingen har indeholdt miljøfarlige stoffer herunder tungmetaller. De miljøfarlige stoffer vil kunne belaste spildevandssystemet og dermed muligvis selve recipienten samt spildevandsslammet. Foregår afvaskningen på et område uden kloakering vil disse stoffer kunne påvirke jordmiljøet direkte. Potentielt kan metoden således påvirke delmiljøerne vand og jord. 5.3.3. Slibning/afskrabningProcessen anvendes både udendørs og indendørs på flytbare og ikke flytbare emner. Sundhed Det centrale sundhedsmæssige problem i forbindelse med slibning er dannelsen af støv, der kan bestå af træ, tungmetaller og andre malingsrester. Sammensætningen af dette støv er normalt ukendt, og partikelstørrelsen kan variere fra få mikrometer, der især kan være et problem i forhold til lungerne og generel irritation, til synlige og uproblematiske størrelser. De små partikelstørrelsers effekter på lungerne skyldes, at de ved inhalation kan nå helt ud i lungeaveolerne. Ved passende valg af værnemidler ud fra Arbejdstilsynets regler kan effekterne for personen, som direkte gennemfører slibningen, begrænses, men personer i de nære omgivelser kan være udsat for en indirekte påvirkning. Indeholder malingen bly kan nervesystemet være udsat for negative påvirkninger. Hertil kommer faren for høreskader forårsaget af støj fra bearbejdningsmaskiner og skader på bevæge-apparatet som følge af dårlige arbejdsstillinger og vibrationer fra bearbejdningsmaskinerne. Miljø Med hensyn til påvirkning af miljøet er støvets ukendte sammensætning igen det mest betydende problem. Malinger, der f.eks. indeholder tungmetaller, vil ved slibning bidrage til en diffus spredning af miljømæssigt problematiske stoffer, primært til jordmiljøet. Maling vil ved slibning især kunne give anledning til diffus spredning af miljøfarlige blødgørere som f.eks. phphtalater. Såfremt støvet ikke med det samme opsamles til forbrænding, vil dette med blæsten og regnvand kunne spredes til et større areal og kan således i værste fald påvirke sundheden og jordmiljøet langt fra det sted, hvor processen egentlig har fundet sted. Opsamles støvet vil det typisk blive ført til forbrænding/deponering 5.3.4 HøjtryksrensningProcessen vil normalt blive anvendt udendørs på fastsiddende emner, men anvendes også indendørs til f.eks. klargøring af stalde til nye besætninger af dyr. Sundhed De sundhedsmæssige påvirkninger vil i forbindelse med højtryksrensning primært hidrøre fra den løstsiddende maling, der fjernes ved processen, men da processen i sagens natur foregår i et vandigt miljø, vil risikoen for støvdannelse være minimal, så den betydende påvirkning vil være hudkontakt med det anvendte vand indeholdende rester af maling og indånding af aerosoler. Påvirkning af huden kan på grund af det vandige miljø blive forstærket, hvis arbejdet udføres vedvarende og uden tilstrækkelig beskyttelse. Processen kan være ganske støjende, så effekter på hørelsen kan ikke udelukkes, især ved indedørs brug af processen. Miljø Da processen primært anvendes udendørs og ikke nødvendigvis på kloakerede områder vil der være stor risiko for, at vandet med malingsrester vil blive afledt til jordmiljøet. Afhængigt af situationen vil det herfra kunne blive afledt til overfladevand eller sive til grundvandet. Gennemføres processen udendørs på kloakerede områder eller indendørs vil vandet med malingsresterne ende i vandmiljøet, og dele af malingsresterne vil kunne ende i rensningsanlæggenes slam med risiko for diffus spredning af miljøfarlige stoffer. 5.3.5 SandblæsningProcessen gennemføres under flere forskellige omstændigheder. Den mest omfattende anvendelse af processen er udendørs behandling af ikke flytbare emner så som f.eks. husfacader, men der er erfaring for, at processen ligeledes anvendes under relativt ukontrollerede omstændigheder udendørs på flytbare emner, så som havnes markeringsudstyr. Den ansvarlige brug af processen i forbindelse med flytbare emner finder normalt sted indendørs i anlæg, der er indrettet til processen. Sundhed Der findes en lang række slibemidler på markedet. Den slibende effekt er afhængig af form og størrelse på krystallerne, der ofte udgøres af kvarts. Formen og størrelsen er ligeledes bestemmende for om krystallerne kan fremkalde kræft, i lungerne. Luftvejene og herunder lungerne kan også påvirkes/irriteres i mindre alvorlig grad af fint støv, der ikke indeholder kræftfremkaldende krystaller. Hertil kommer, at nogle af de anvendte krystaller udvindes i områder, hvor det vides at være et vist indhold af asbest i for eksempel dolomit, der ellers er meget effektiv til visse typer sandblæsning (Linnet, 1998). Der findes dog typer af dolomit, der kan have et yderst begrænset indhold af asbest. Det skal bemærkes, at dolomit tillige kan indeholde a-kvarts, som også er kræftfremkaldende. Miljø Sandblæsning af fastsiddende emner f.eks. husfacader er omfattet af Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 367 om anmeldelse af midlertidige aktiviteter. I disse anmeldelser kræver tilsynsmyndigheden beskrivelse af de forureningsbegrænsende foranstaltninger, som i de fleste tilfælde vil omhandle krav til afdækning af processen og afledning af procesvandet. Under normale omstændigheder, hvor disse reglerne følges, er påvirkningen af miljøet beskeden. Der findes imidlertid erfaringer med uhensigtsmæssig brug af sandblæsning, hvor reglerne ikke følges. I disse situationer er der risiko for spredning i miljøet af både slibemiddel og rester af maling, som eventuelt indeholder tungmetaller, til både jord- og vandmiljøet. 5.3.6 ElektrolyseProcessen anvendes til mindre metalemner især i forbindelse med konservering. Sundhed Temperaturen i elektrolysekarret er typiske over stuetemperatur og der er dermed muligheden for afdampning af potentielt miljø- og sundhedsfarlige stoffer til luftmiljøet. Afhængigt af udsugningsforholdene kan dette give anledning til effekter på både arbejdsmiljøet og det eksterne miljø. Miljø Brugt elektrolytvæske og bundfald bør bortskaffes som farligt affald til Kommunekemi. Processen kan potentielt påvirke vandmiljø f.eks. via spild af elektrolytvæske i forbindelse med tømning af karret. Bliver disse spild ledt til kloak kan vandmiljøet blive påvirket af malingsrester indeholdende tungmetaller herunder bly. Bliver spildet ikke ledt til kloak men ud på jorden, vil jordmiljøet ligeledes blive påvirket af malingsrester og eventuelt tungmetaller. 5.3.7 MikrobølgerProcessen anvendes industrielt indendørs på flytbare emner primært vinduer. Malingen opvarmes med mikrobølger og svulmer herved op og kan herefter skrabes af. Afskrabningen forgår på specielt indrettede borde udstyret med sug, der skulle sikre, at støv fra malingsresterne opsamles på filtre eller suges ud i specielle beholdere, der begge bortskaffes til forbrænding Sundhed Ved uhensigtsmæssig brug af metoden kan der opstå forhøjede værdier af bly i brugerens blod. Det må formodes, at eksponeringen for bly finder sted i forbindelse med åbning af ovnen og slutbehandling af emnerne. I forbindelse med efterbehandlingen/afskrabningen vil der være risiko for hudkontakt med den opsvulmede maling. Det vurderes derfor, at processen kan bidrage med en negativ påvirkning af sundhed. Miljø De direkte muligheder for effekt fra selve processen på miljøet vurderes at være af beskeden omfang, idet processen gennemføres i industrielle ovne. De indirekte effekter fra f.eks. processens energiforbrug vurderes at være af mindre betydning set i forhold til andre fjernelsesmetoder. I forbindelse med bortskaffelse af den opsvulmede maling til forbrænding vil der være risiko for påvirkning af miljøet med tungmetaller Det vurderes derfor, at processen repræsenterer en beskeden fare for miljøet. 5.3.8 PyrolyseProcessen anvendes industrielt indendørs på flytbare emner så som ophængningskroge. Sundhed Processen kan være udformet på forskellig vis, men overordnet er de potentielle effekter de samme som ved forbrænding. Disse effekter kan være kombineret med effekter fra det eventuelle slibemiddel, der kan være en del af den pyrolytiske behandling. Indånding af sundhedsskadelige dampe er en mulig risiko og dermed effekter på nervesystemet. Miljø Da der er tale om en kraftig opvarmning, er der en fare for afdampning fra miljøfarlige stoffer i malingen til luftmiljøet uanset om der er tale om udsugning med røggasrensning. I tabel 5.1 og tabel 5.2 er fareidentifikationen af de mekaniske metoder til fjernelse af maling/lak samlet. Generelt kan det med hensyn til miljø konkluderes, at ændres uhensigtsmæssig brug til hensigtsmæssig vil de potentielle påvirkninger ændre karakter fra diffuse til relativt kontrollerede påvirkninger. De potentielle risici for spredning af problematiske stoffer i omgivelserne er stort set ens for de mekaniske metoder. Tabel 5.1
Tabel 5.2
* Udføres denne proces hensigtsmæssigt vil de negative påvirkninger være marginale.
5.4 Indledende miljø- og sundhedsvurdering af de lokaliserede stoffer til kemiske fjernelse af maling/lakMed udgangspunkt i EU's principper for risikovurdering af kemiske stoffer gennemføres i det følgende en generel fareidentifikation ved brug af kemiske maling-/lakfjernere og en kvalitativ miljø- og sundhedsvurdering af de identificerede stoffer. Det skal betones, at på grund af mangel på data er der med hensyn til miljøvurderingens økotoksikologiske del til tider anvendt data fra dyreforsøg, der er udført i forbindelse med vurdering af stoffernes humantoksikologiske egenskaber. Dette er gjort for på trods af mangel på egentlige økotoxdata at kunne antyde, hvilke effekter stofferne muligvis kan have i miljøet. I forbindelse med vurderingen tages der udgangspunkt i stoffernes eventuelle regulering, der i Danmark er helt harmoniseret med reguleringen i EU. Langt hovedparten af de kemiske maling-/lakfjernere kan fortykkes til en pasta. Til enkelte vanskelige opgaver så som fjernelse af visse typer graffiti, skal der dog anvendes typer, der ikke kan fortykkes. Til langt de fleste opgaver vil aktivstofferne således være "kapslet ind" i en pasta-struktur, således at afdampning under brug er begrænset. Den mest betydende fare efter fjernelsesprocessen kan være rester af maling i skyllevandet. Miljøet Processen med fjernelse af maling/lak vil typisk blive afsluttet med afskrabning eller afvaskning af malingsrester og maling-/lakfjerneren. Anvendes afskrabning, bliver malingsresterne og maling-/lakfjerneren ideelt set opsamlet og bortskaffet til forbrænding. Ved forbrændingen vil organiske forbindelser for størstedelens vedkommende blive nedbrudt og vil forlade anlægget som CO2. Eventuelle tungmetaller vil overgå til slaggen fra forbrændingsanlægget eller blive opfanget i filterstøvet fra anlæggets røgrensning. En mindre del af eventuelle tungmetaller vil passere anlægget og kunne påvirke miljøet. Afsluttes fjernelsen udendørs med afskylning af ikke flytbare emner kan både maling-/lakfjerneren og malingsresterne påvirke jordmiljøet. Vandfasen fra afskylningen kan indeholde rester af malingen og maling-/lakfjerneren, men der eksisterer generelt for lidt viden om, hvordan rensningsanlæg og dermed vandmiljøet samt jordmiljøet bliver påvirket heraf. En stor del af aktivstofferne er dog beskrevet som let bionedbrydelige. Den professionelle bruger Den professionelle bruger har for det meste mulighed for at anvende pastaer, som primært giver anledning til eksponering via hudkontakt og effekter afledt heraf. Faren for indånding af farlige dampe vil således være begrænset til vanskelige opgaver med fjernelse af f.eks. graffiti og ved direkte neddypning af bemalede emner i bade med maling-/lakfjernere samt ved fjernelse af maling/lak indendørs. Den private forbruger Markedsaktører betoner, at det er karakteristisk for private forbrugere, at de anvender hurtigtvirkende og især flydende maling-/lakfjernere. Risikoen for eksponering via indånding vil derfor værre større end hos den professionelle, men da anvendelsen i private hjem ofte er begrænset til korte perioder, vil effekter, der normalt ses efter lang tids brug af f.eks. opløsningsmidler, optræde sjældent. Indirekte påvirkninger Indirekte påvirkninger fra miljøet af mennesker er ved korrekt brug af maling-/lakfjernerne meget lidt sandsynlige, idet disse efter endt brug enten skrabes af eller skylles af emnet med vand. Anvendes afskylning, vil maling-/lakfjernerne overgå til vandfasen, hvorfra indirekte påvirkning er meget lidt sandsynlig, men kontakt med vandet og dermed effekter kan ikke udelukkes. Er afslutningen på fjernelsen af maling/lak afskrabning med opsamling af det afskrabede materiale, vil de indirekte påvirkninger hidrøre fra affaldsforbrændingsanlæggene. Der kan dog ikke regnes med 100% opsamling. Små tab til jord- og vandmiljøet må således altid påregnes. Afdampning af eventuelle aktivstoffer fra skyllevandet er meget lidt sandsynlig på grund af, at de fleste af disse er meget lidt flygtige. Enkelte af stofferne har stor tilbøjelighed til at forblive i vandfasen og vil dermed kunne ende op i grundvandet, hvor koncentrationen vurderes til at være af beskedent omfang Opsamles det afskrabede og afskylede materiale ikke, men efterlades på jorden er der en større risiko for indirekte påvirkninger af især børn, der på grund af eventuel indtagelse af og hudkontakt med jord er en meget udsat gruppe for indirekte påvirkninger. Det er almindelig kendt i f.eks. facaderenoveringsbranchen, at brugen af opløsningsmidler og ætsende stoffer til fjernelse af maling/lak ofte kan have en karakter, der medfører fare for eksponering af nærområdet. 5.4.1 2-(2-methoxyethoxy)ethanol [også kaldet 2-diethylenglycolmonomethylether], (CAS 111-77-3), DEGMEØvrige anvendelser Stoffet anvendes normalt som opløsningsmiddel og som delkomponent i bremsevæsker (Lewis, 1994). I forbindelse med afvikling af brugen af chlorerede opløsningsmidler anvendes DEGME ofte som erstatningsstof (Ministry of Housing, 1997a). I 1995 var der i det danske Produktregister registreret et forbrug af DEGME på 72 tons (Ministry of Housing, 1997a), hvoraf maling-/lakfjernere vurderes at kunne have udgjort en mindre del. Regulering Stoffet er p.t. ikke på EU's og dermed heller ikke på den danske liste over farlige stoffer og skal derfor selvvurderes. I forhold til arbejdsmiljøet er der i Danmark fastsat en grænseværdi på 25 ppm. Stoffet er omfattet af EU's forordning om risikoen ved eksisterende stoffer (93/793/EØF; bi.I), hvilket betyder at anvendes stoffet i større mængder, skal der tilsendes EU-kommissionen et fastlagt datasæt beskrivende stoffets fysiske/kemiske egenskaber samt oplysninger om stoffets human- og økotoksikologiske egenskaber. Stoffet er ikke opført i Annex 1 til 67/548/EEC, men producenter/importører har selvvurderet stoffet og er kommet frem til følgende klassificering: Xn; R63, hvilket betyder sundhedsskadeligt, mulighed for skade på barnet under graviditeten. (Ministry of Housing, 1997a). Skæbne Damptrykket er angivet til at være 0,25 mm Hg ved 25° C, hvilket betyder, at stoffet må forventes hovedsageligt at findes i luftfasen, hvor det kan nedbrydes af reaktive radikaler med en halveringstid i størrelsesorden 15 timer (HSDB, 1998). Koc-værdien er i (HSDB, 1998) angivet til at være 1, hvilket antyder, at stoffet er meget mobilt i jord og dermed meget lidt tilbøjeligt til at binde sig til partikulært materiale som f.eks. sediment . Fordampning fra væskeoverflader er meget lidt sandsynlig, idet stoffets Henry's Lov konstant er estimeret til kun at være 1,7*10-11 atm*m3/mol. Dette betyder, at atmosfærisk langtransport er usandsynlig, idet stoffet af regn vil blive vasket ud af luftfasen. Biokoncentreringsfaktoren BCF for vandorganismer er estimeret til 0 (HSDB, 1998). Økotoksikologiske data Ingen relevante data. Miljøvurdering I forslaget til klassificering af stoffet efter EU's retningslinier er stoffets økotoksikologiske egenskaber ikke vurderet som væsentlige (Ministry of Housing, 1997a). Eksponering af mennesker Anvendelsen af maling-/lakfjernere vil i de fleste tilfælde finde sted samtidig med anvendelse af andre malingprodukter. Brugeren vil således være udsat for en række eksponeringer. Betragtes eksponering for kemiske maling-/lakfjernere alene, når fjernelsen afsluttes med afskylning af maling-/lakfjernerne med vand, er eksponering for stofferne via stænk relevant. I visse situationer vil den løsnede maling blive skrabet af sammen med maling-/lakfjerneren. I denne situation vil direkte hudkontakt med stoffet være den centrale eksponeringsvej. Toksikologiske data Stoffets umiddelbare effekter beskrives som svarende til de klassiske effekter fra organiske opløsningsmidler, så som hovedpine, kvalme, opkastning og diarre. Adskillige studier har beskæftiget sig med de skadevirkninger på fødte og ufødte individer og disses arveanlæg, som glycolethere kan give anledning til. Visse glycoleretre kan under visse betingelser give anledning til skader i denne forbindelse. Et entydigt billede af stofgruppen kan således endnu ikke tegnes. Som nævnt under regulering har producenter/importører selvvurderet dette stof og er samstemmende kommet frem til følgende klassificering: Xn; R63, hvilket betyder sundhedsskadeligt, mulighed for skade på barnet under graviteten. (Ministry of Housing, 1997a). Stoffets LD50-værdi er ved oral indtagelse i mus ca. 8.000 mg/kg (RTECS, 1998). I dyreforsøg er det påvist, at stoffet via flere forskellige indgivelsesveje kan forårsage effekter i luftvejene og urinvejene. Ved oral indtagelse kan stoffet give effekter på blod og lever samt ændringer i testiklers vægt. Stoffet kan tillige medføre effekter hos fostre efter oral indgift i moderdyret. (RTECS, 1998). Sundhedsvurdering Normalt er fjernelsen af maling/lak en arbejdsproces, der for professionelle malere tidsmæssigt ikke er særlig omfattende i dagligdagen, idet den i løbet af en arbejdsdag kun indgår som en begrænset aktivitet blandt flere forskellige aktiviteter, der kan være forbundet med mere betydelige eksponeringer. Stoffet må betragtes som problematisk set ud fra stoffets mulige påvirkninger af menneskers reproduktion. 5.4.2 2-(2-butoxyethoxy)ethanol (CAS 112-34-5), DEGBEØvrige anvendelser Stoffet anvendes bredt i rengøringsmidler til privat og erhvervsmæssig brug. Maling og diverse "coatninger" indeholder ligeledes stoffet som opløsningsmiddel. I forbindelse med produktion af bl.a. diglycolacetat indgår stoffet som basiskemikalie. Regulering Stoffet er optaget på EU's og dermed den danske liste over farlige stoffer med klassificeringen lokalirriterende (Xi) og risikosætningen R36 (irriterer øjnene). Med hensyn til grænseværdi i arbejdsmiljøet er der i Danmark fastsat en værdi på 100 mg/m3. Stoffet er omfattet af EU's forordning om risikoen ved eksisterende stoffer (93/793/EØF; bi.I), hvilket betyder, at anvendes stoffet i større mængder, skal der tilsendes EU-kommissionen et fastlagt datasæt beskrivende stoffets fysiske/kemiske egenskaber samt oplysninger om stoffets human- og økotoksikologiske egenskaber. Skæbne I litteraturen angives log Kow til at være 0,56 og vandopløseligheden til at være 106 mg/l ved 25° C. (HSDB, 1998). Stoffets damptryk angives til at være mellem 0,02 og 0,06 mm Hg ved 25° C, hvorved stoffet hovedsageligt må forventes at eksistere på luftform i miljøet. På denne form kan stoffet nedbrydes af reaktive radikaler med en halveringstid af størrelsesorden 10 timer. (HSDB, 1998). Koc-værdien er ud fra en målt log Kow på 0,56 vurderet til 50, hvilket betyder, at stoffet må betegnes som meget mobilt i jord og meget lidt tilbøjeligt til at binde sig til sedimenter og partikulært materiale (HSDB, 1998). Henry's Lov-kontant er fundet til at være mellem 1,3*10-8 og 5,3*10-6 atm*m3/mol, hvilket antyder, at stoffet med stor sandsynlighed vil forblive i væskefasen fremfor at overgå til luftfasen (HSDB, 1998). Bionedbrydeligheden i jord og vand forventes at være 80-90% i løbet af 28 dage (HSDB, 1998). Biokoncentreringsfaktoren er estimeret til at være 2 (HSDB, 1998). Økotoksikologiske data Ingen relevante data. Miljøvurdering I forslaget til om der er behov for risikoreduktion i forbindelse med stoffet efter EU's retningslinier, er stoffets økotoksikologiske egenskaber ikke vurderet som væsentlige (Ministry of Housing, 1997b). Eksponering af mennesker Anvendelsen af maling-/lakfjernere vil i de fleste tilfælde finde sted samtidig med anvendelse af andre malingprodukter. Brugeren vil således være udsat for en række eksponeringer. Betragtes eksponering for kemiske maling-/lakfjernere isoleret, når fjernelsen afsluttes med afskylning af maling-/lakfjernerne med vand, vurderes det, at eksponering for stofferne via stænk er relevant. I visse situationer vil den løsnede maling blive skrabet af sammen med maling-/lakfjerneren. I denne situation vil direkte hudkontakt med stoffet være den centrale eksponeringsvej. Toksikologiske data Stoffets umiddelbare effekter beskrives som svarende til de normale effekter fra organiske opløsningsmidler så som hovedpine, opkastning og diarre. Ved gentagne små doser kan disse effekter opstå ved indånding af og hudkontakt med stoffet. Lever, nyrer og milten kan være målorganer for disse opløsningsmidler. Stoffet er som nævnt under regulering klassificeret som: Xi; R36 (lokalirriterende; irriterer øjnene). LD50-værdien ved oral indtagelse i rotter er konstateret at være 5-6.000 mg/kg, i mus og marsvin er LD50 konstateret at være 2-3.000 mg/kg (RTECS, 1998). Disse værdier antyder, at stoffet ikke er akut giftigt. Ved oral indtagelse i marsvin har stoffet givet effekter i nyrer, blærer og generelt i urinvejene (RTECS, 1998). Da det for andre typer glycoler er fastslået, at de kan give skader på celler, fostre og afkom, er der blevet udført flere studier af også dette stofs påvirkning af celler, fostre og afkom. Hos kaniner er der ikke fundet skader på celler eller afkom, ufødte såvel som fødte, efter hudkontakt med stoffet. Hos rotter er der heller ikke fundet alvorlige skader på fostre og afkom efter indtagelse af stoffet. (HSDB, 1998). Sundhedsvurdering Normalt er fjernelsen af maling/lak en arbejdsproces, der for professionelle malere tidsmæssigt ikke er særlig omfattende i dagligdagen, idet den i løbet af en arbejdsdag kun indgår som en begrænset aktivitet blandt flere forskellige aktiviteter, der kan være forbundet med mere betydelige eksponeringer. Stoffet er klassificeret som Xi; R36 (lokalirriterende; irriterer øjnene) og kan derfor være et problem i forbindelse med både afspuling og afskrabning. 5.4.3 N-Methyl-2-pyrrolidon (CAS 872-50-4)Øvrige anvendelser Stoffet anvendes som opløsningsmiddel bl.a. i resiner, som dispergeringsmiddel i maling og i forbindelse med raffinering af olie (Lewis, 1994). I USA er der erfaringer med, at stoffet kan løsne/kvælde epoxy-coatings fra deres overflader (Elion, 1996). Regulering Stoffet er optaget på EU's og dermed på den danske liste over farlige stoffer med klassificeringen lokalirriterende (Xi) og risikosætningerne R36/38 (irritere øjnene og huden) for det rene stof og koncentrationer større end 10%;. Med hensyn til grænseværdi i arbejdsmiljøet er der i Danmark fastsat en værdi på 50 ppm og 200 mg/m3. Stoffet er omfattet af EU's forordning om risikoen ved eksisterende stoffer (93/793/EØF; bi.I), hvilket betyder at anvendes stoffet i større mængder skal der tilsendes EU-kommissionen et fastlagt datasæt beskrivende stoffets fysiske/kemiske egenskaber samt oplysninger om stoffets human- og økotoksikologiske egenskaber. Det skal bemærkes, at N-methyl-pyrrolidon ofte blandes med myresyre i maling-/lakfjernere. Myresyre (CAS 64-18-6) er optaget på listen over farlige stoffer med klassificering ætsende til lokalirriterende og er tildelt risikosætningen R35 (alvorlig ætsningsfare). Den klassificering bliver mindre alvorlig ved koncentrationsniveauer under 90%. På grænseværdilisten optræder myresyre med meget lave grænseværdier på 5 ppm og 9 mg/m3. Skæbne N-Methyl-2-pyrrolidon findes hovedsageligt i vandfasen (HSDB, 1998). Baggrunden for dette er en kombination af flere ting, hvor damptrykket på 0,334 mm Hg og Henry's Law konstant på 1,56*10-8 atm*m3/mol sammen med stoffets Kow på -0,727 tilsammen betyder, at stoffet har en ringe tendens til at fordampe til luftfasen fra vandfasen. Stoffet vil således primært følge vandstømningerne i jord, hvorfor stoffet må betegnes som meget mobil i jord. Stoffets tendens til at forblive i vand og dets log Kow på -0,727 fører ligeledes til, at biokoncentreringsfaktoren BCF estimeres til kun at være 0,16, hvilket antyder en ringe sandsynlighed for at stoffet biokoncentreres i fisk og andre vandorganismer. Generelt nedbrydes N-methyl-2-pyrrolidon hurtigst under aerobe forhold både i luft og vand og har ringe tendens til at adsorbere til jord og organiske partikler (HSDB, 1998). Ved udslip til luft vil N-methyl-2-pyrrolidon reagere hurtigt med fotokemisk dannede radikaler, hvorved halveringstiden kan blive af størrelsesorden 5 timer (HSDB, 1998). I aktiverede slamanlæg kan der for N-methyl-2-pyrrolidon, efter passende tilvænning, opnås fjernelsesgrader på over 90% (HSDB, 1998), men stødbelastninger må forventes at kunne give anledning til toksicitet overfor anlæggets mikroorganismer. Økotoksikologiske data En leverandør af stoffet angiver, at stoffet har lav giftighed over for vandlevende organismer. Stoffets fisketoksicitet efter 96 timer (LC50) angives således til at være 4.000 mg/l for Guldid (sandsynligvis den typiske tyske testorganisme guldrimte) og > 1000 mg/l for Dafnier efter 24 timer. Stoffets bionedbrydelighed ifølge OECD's screeningstest angives at være større end 90%. Ellers ingen yderligere relevante data. Miljøvurdering Stoffet vurderes under aerobe forhold, hvor det nedbrydes hurtigt, ikke som specielt toksisk for miljøet. Eksponering af mennesker Anvendelsen af maling-/lakfjernere vil i de fleste tilfælde finde sted samtidig med anvendelse af andre malingprodukter. Brugeren vil således være udsat for en række eksponeringer. Betragtes eksponering for kemiske maling-/lakfjernere isoleret, når fjernelsen afsluttes med afskylning af maling-/lakfjernerne med vand, vurderes det, at eksponering for stofferne via stænk er relevant. I visse situationer vil den løsnede maling blive skrabet af sammen med maling-/lakfjerneren. I denne situation vil direkte hudkontakt med stoffet være den centrale eksponeringsvej. Toksikologiske data N-Methyl-2-pyrrolidon er opført på listen over farlige stoffer med klassificeringen Xi; R36/38 (lokalirriterende; Irriterer øjne og hud). Stoffet er ligeledes på den danske grænseværdiliste med værdierne 50 ppm og 200 mg/m3. LD50-værdien for oral indtagelse i rotter er i et enkelt studie fundet at være i størrelsesorden 4.000 mg/kg (RTECS, 1998) og i et enkelt studie med oral indtagelse i mus at være ca. 5.000 mg/kg, hvilket ikke medfører en klassificering med hensyn til akut toksicitet. Ved indånding i rotter kan stoffet give anledning til udviklingsforstyrrelser og effekter på nyrer og blære samt på fostre og nyfødte (RTECS, 1998). Sundhedsvurdering Brugen af stoffet i maling-/lakfjernere vurderes at udgøre en mindre risiko for brugerens sundhed, men det skal bemærkes, at stoffet ofte anvendes sammen med andre og mere toksiske stoffer i maling-/lakfjerner. 5.4.4 Dipropylenglycol-2-methylether (CAS 34590-94-8)Dette stof er opført under forskellige CAS nr. I den følgende beskrivelse er CAS nr. 34590-94-8 anvendt. Øvrige anvendelser Stoffet indgår i maling, tekstilfarver, bremsevæsker, visse produkter til fjernelse af graffiti, overflade-coatings, rengøringsmidler til hårde overflader, pesticider og i kosmetik samt i vandbaseret polish. Stoffet anvendes ligeledes til syntese. Regulering Stoffet er ikke vurderet af myndighederne og skal således selvvurderes. Stoffet er dog omfattet af EU's forordning om risiko ved eksisterende stoffer (93/793/EØF) og er i direktivet om beskyttelse af arbejdstagere (96/94/EF) på grund af, at det kan optages igennem huden, tildelt grænseværdierne 308 mg/m3 og 50 ppm. På Arbejdstilsynets grænseværdiliste er stoffet ligeledes på grund af hudoptaget tildelt GV-værdier på 300 mg/m3 og 50 ppm. Skæbne Stoffet er fuldstændig blandbart med vand og bindes meget begrænset til sediment og jord - stoffet er derfor meget mobilt i fugtig jord (HSDB, 1998). Den høje grad af vandopløselighed medfører ligeledes, at stoffet ikke i særlig grad biokoncentreres i akvatiske organismer. Fordampning af stoffet formodes at være minimal på grund af den høje vandopløselighed og det moderate damptryk (0,38-0,55 mm Hg). Stoffet formodes ligeledes at kunne blive udvasket med vand i luftmiljøet. (HSDB, 1998). Nedbrydningsforsøg tyder på, at mikroorganismer skal tilvænnes stoffet, inden de kan nedbryde det, hvilket forklarer, at stoffet kan findes i afløb fra rensningsanlæg (HSDB, 1998). I USA er stoffet fundet i grundvand (HSDB,1998). Økotoksikologiske data En leverandør af stoffet angiver en LC50-værdi for guppier og dafnier på mere end 1.000 mg/l. Ellers ingen yderligere relevante data. Miljøvurdering Stoffet må vurderes som et problem i forhold til pludselige belastninger af rensningsanlæg, hvor det i sådanne situationer ikke nedbrydes i særlig høj grad og overføres til vandmiljøet, hvor dets effekter må betegnes som ikke tilstrækkeligt undersøgt. Eksponering af mennesker Stoffet anvendes bredt, men i forhold til maling-/lakfjernere må eksponeringen afgrænses til hudkontakt i forbindelse med påføring og/eller afskrabning af maling-/lakfjernere i pastaform. Skylles maling-/lakfjerneren af efter endt reaktion, er der ligeledes en risiko for hudkontakt med stoffet i vandet. Toksikologiske data Der findes relativt få data for stoffets effekter på mennesker. Dets evne til at blive optaget igennem huden må opfattes som dokumenteret. I nogle dyreforsøg er stoffet fundet at have effekter på centralnervesystemet ved lave doser. (HSDB, 1998). LD50-værdien for oral indtagelse i rotter angives til at være 5,4 ml/kg (HSDB, 1998). I forsøg med kaniner antydes det, at stoffet ikke i særlig grad irriterer øjnene (HSDB, 1998). En række lande har fastsat grænseværdier (300-606 mg/m3 og 50-150 ppm) for stoffet i arbejdsmiljøet (HSDB, 1998). Sundhedsvurdering I betragtning af stoffets brede anvendelse og dets mulige effekter via optagelse igennem hud må stoffet anses som et sundhedsmæssigt problem som indholdsstof i maling-/lakfjernere. 5.4.5 1-Bromopropan (CAS 106-94-5)Øvrige anvendelser Markedsaktører angiver 1-brompropan som et generelt alternativ til chlorerede opløsningsmidler og dermed også i maling-/lakfjernere. Det er den almindelige opfattelse, at dette stof kan erstatte dichlormethan i vægtforholdet 1:1. Regulering Stoffet er optaget på EU's og dermed på den danske liste over farlige stoffer med klassificeringen: "Brandfarlig (R10), Sundhedsskadelig (Xn)" og risikosætningen: Farlig ved indånding (R20). Skæbne I sammenligning med værdierne for diestrene og N-methyl-2-pyrrolidon er logKow = 2,1 her betydelig forrykket til fordel for oktanol. Tilsvarende er selve vandopløseligheden nede på 2,45 g/l ved 20° C (HSDB, 1998). Stoffet vil dampe fra væskefasen til luftmiljøet, idet damptrykket er 110,8 mm Hg og Henry's Law konstant er 7,32*10-3 atm*m3/mol (HSDB, 1998). I vandmiljøet vil stoffet hydrolysere med en halveringstid på 26 dage (HSDB, 1998). Med hensyn til biokoncentrering vurderes risikoen at være begrænset, idet biokoncentreringsfaktoren for stoffet er 23 (HSDB, 1998). Stoffet betegnes i litteraturen som middel mobilt i jordmiljøet (HSDB, 1998). Forefindes stoffet i dampfasen, vil det reagere med radikaler, således at halveringstiden her bliver af størrelsesordenen 17 dage (HSDB, 1998). Økotoksikologiske data Ingen relevante data. Miljøvurdering Med baggrund i klassificeringen af stoffet som sundhedsskadelig må det formodes, at stoffet kan udvise betydelige effekter over for især pattedyr i miljøet. På grund af stoffets flygtighed vil det især være luftmiljøet, der kan blive udsat for eksponering. Hvilket skal ses i forhold til, at enkelte forsøg har antydet stoffets evne til at påvirke rotters evne til at formere sig. Eksponering af mennesker Stoffet er relativt flygtigt, så den mest relevante eksponeringsvej er indånding. I forbindelse med fjernelse af maling og lak med kemiske maling-/lakfjernere vil der forekomme afdampning fra disse uanset om de er på pastaform eller flydende. Denne afdampning vil blive mere betydende jo mere flygtig stoffet er. Da brompropan ligeledes udviser en tendens til at overgå fra vandfase til luften, kan mennesker blive eksponeret for stoffet fra vandfasen, hvis maling-/lakfjerneren skylles af med vand. Fjernes maling-/lakfjerneren på pasta form ved afskrabning vil der ligeledes kunne forekomme afdampning af stoffet og dermed eksponering af den person der udfører fjernelsen. Toksikologiske data Stoffet er på listen over farlige stoffer og klassificeret som brandfarlig og sundhedsskadelig med risikosætningen : "Farlig ved indånding" (R10 og Xn;R20). Baggrunden for denne klassificering er studier, der bl.a. påviser effekter på luftvejene ved indånding. Stoffet er desuden vist at kunne påvirke rotters evne til at formere sig (RTECS, 1998). Sundhedsvurdering På baggrund af stoffets mulige effekter på mennesker og de eksponering-risici, der forefindes ved brug af stoffet, vurderes det ikke at være relevant at anvende stoffet i forbindelse med maling-/lakfjernere. 5.4.6 EsterblandingerI det følgende beskrives tre estre, som ved passende blanding suppleret med passende detergenter har udvist evne til at fjerne maling/lak. De rene estre er i sig selv ikke omfattet af krav om klassificering, men der findes anvendte produkter, hvor det er selve fortyknings-/vedhæftnings-midlet, der er klassificeret. Disse fortyknings-/vedhæftningsmidler kan være 5-10% aromatiske hydrocarboner, der kan være klassificeret som sundhedsskadelige (Xn) med risikosætningen "Farlig ved indtagelse" (R22). Der kan dog også være tale om et indhold af propylenglykolmonomethyl-ether, der kun er klassificeret som brandfarlig (R10). Med hensyn til sundhedspåvirkning i arbejdsmiljøet er der i Danmark fastsat en grænseværdi for propylenglykolmonomethylether på 50 ppm og 185 mg/m3. Propylenglykolmonomethylether er optaget på EU's liste til forordningen 93/793/EØF om risiko ved eksisterende stoffer, hvilket betyder at anvendes stoffet i større mængder skal der tilsendes EU-kommissionen et fastlagt datasæt beskrivende stoffets fysiske/kemiske egenskaber samt oplysninger om stoffets human- og økotoksikologiske egenskaber. Dimethylsuccinat (CAS 106-65-0) Øvrige anvendelser Stoffet anvendes som opløsningsmiddel for aromastoffer fra frugter (Sax,1994). Regulering Stoffet er p.t. ikke reguleret i Danmark men er omfattet af EU's forordning om risikoen ved eksisterende stoffer (93/793/EØF; bi.I), hvilket betyder at anvendes stoffet i større mængder, skal der tilsendes EU-kommissionen et fastlagt datasæt beskrivende stoffets fysiske/kemiske egenskaber samt oplysninger om stoffets human- og økotoksikologiske egenskaber. Skæbne Dimethylsuccinat vurderes i litteraturen som meget mobilt i jord på grund af en Koc på 37 udregnet på baggrund af en logKow på 0,35, hvilket betyder, at stoffet vurderes til heller ikke at adsorbere væsentligt til partikler i vandmiljøet, men vil forblive i vandfasen. Dette underbygges af en estimeret Henry's konstant ved 25° C på 6,4*10-8 atm*m3/mol, der afspejler en begrænset evne til at fordampe fra væskeoverflade til luftfasen. (HSDB, 1998). Risikoen for biokoncentrering af stoffet vurderes i litteraturen ligeledes som lille, idet den estimerede BCF er 1,1 (HSDB, 1998). Stoffet vurderes i litteraturen som let nedbrydeligt (HSDB, 1998). Opholder stoffet sig på dampform i atmosfæren med et tilpas indhold af reaktive radikaler, er halveringstiden vurderet til at være af størrelsesordenen 14 dage (HSDB, 1998). Den aerobe nedbrydning af stoffet er i litteraturen angivet at være fuldstændig efter et par uger (HSDB, 1998). Økotoksikologiske data Ingen relevante data. Miljøvurdering Da stoffet må betragtes som letnedbrydeligt og ikke er kendetegnet ved umiddelbart synlige effekter i miljøet, vurderes stoffet som miljømæssigt relativt uproblematisk i forhold til brug i maling-/lakfjernere. Eksponering af mennesker På grund af stoffets begrænsede anvendelse vurderes den direkte ekspone-ring som begrænset, men da stoffet anvendes til opløsning/ekstraktion af aromastoffer fra frugter, kan en vis indirekte eksponering ikke udelukkes. Toksikologiske data Stoffet er ikke undersøgt i detaljer og især ikke med hensyn til langtidseffekter. Følgende sundhedsvurdering er baseret på overordnede data, der ikke bør tillægges for stor vægt. Stoffet beskrives som let toksisk ved indtagelse og ved hudkontakt. Når det opvarmes til dekomponering, kan stoffet udvikle irriterende røg og dampe. (Sax, 1994). Ved oral indtagelse hos rotter angives LD50-værdien til at være større end 5 g/kg. Tilsvarende er LD50-værdien ved hudkontakt i kaniner også større end 5 g/kg. (Sax, 1994). Sundhedsvurdering Med baggrund i den formodede begrænsede eksponering af mennesker og de beskedne sundhedsmæssige effekter - især den høje LD50-værdi - må stoffet anses som relativt uproblematisk set i forhold til sundhed og en eventuel brug af stoffet i maling-/lakfjernere. Det skal dog understreges, at der ikke er fundet resultater fra langtidsforsøg. Kvaliteten af de toksikologiske data vurderes derfor ikke til at være tilstrækkelig til en endelig vurdering. Dimethylglutarat (1119-40-0) Øvrige anvendelser Stoffet anvendes som blødgører i cellulose-resiner (HSDB, 1998). Regulering Stoffet er p.t. ikke reguleret i Danmark, men er omfattet af EU's forordning om risikoen ved eksisterende stoffer (93/793/EØF; bi.I), hvilket betyder at anvendes stoffet i større mængder, skal der tilsendes EU-kommissionen et fastlagt datasæt beskrivende stoffets fysiske/kemiske egenskaber samt oplysninger om stoffets human- og økotoksikologiske egenskaber. Skæbne Dimethylglutarat er ikke beskrevet omfattende i databaserne HSDB og RTECS, dog er vandopløseligheden her beskrevet som relativt høj (6 g/l), og oktanol/vand-forholdet formodes tilsvarende at være lav. Biokoncentrering i akvatiske organismer kan derfor ikke forventes i særlig høj grad. Økotoksikologiske data Ingen relevante data. Miljøvurdering På grund af det begrænsede datagrundlag er det ikke muligt med en høj grad af sikkerhed at gennemføre en egentlig miljøvurdering, men på grund af den høje vandopløselighed formodes det, at såfremt stoffet kan give anledning til effekter, vil det være i vandmiljøet. Eksponering af mennesker Eksponering af mennesker med stoffet vil diffust finde sted via cellulose-resiner, der kan indeholde dimethylglutarat som blødgører. Toksikologiske data Ingen væsentlige. Sundhedsvurdering På grund af det begrænsede datagrundlag er det ikke muligt med en høj grad af sikkerhed at gennemføre en egentlig sundhedsvurdering set i forhold til maling-/lakfjernere. Dimethyladipat (627-93-0) Øvrige anvendelser Stoffet anvendes som blødgører i cellulose-resiner (HSDB, 1998). Regulering Stoffet er p.t. ikke reguleret i Danmark men er omfattet af EU's forordning om risikoen ved eksisterende stoffer (93/793/EØF; bi.I), hvilket betyder at anvendes stoffet i større mængder, skal der tilsendes EU-kommissionen et fastlagt datasæt beskrivende stoffets fysiske/kemiske egenskaber samt oplysninger om stoffets human- og økotoksikologiske egenskaber. Skæbne Det vurderes, at dimethyladipat hovedsageligt vil være at finde i vandfasen. Denne vurdering har baggrund i stoffets lave damptryk, ret høje vandopløselighed (6 g/l) og dermed en lav Kow. Ud fra dette vurderes det ligeledes som meget lidt sandsynligt, at stoffet skulle give anledning til biokoncentrering i akvatiske organismer, men stoffet er dog fundet i fisk (HSDB, 1998). Bl.a. stoffets høje vandopløselighed fører til den vurdering, at stoffet i vand ikke vil binde sig til jordpartikler/sediment. Stoffet bionedbrydelighed er ikke kortlagt i detaljer og især ikke i vand. Med hensyn til bionedbrydeligheden i atmosfæren er denne blevet estimeret til 2,7 dage (HSDB, 1998). Økotoksikologiske data Ingen relevante data. Miljøvurdering Eventuelle effekter i miljøet må formodes primært at fremkomme i vandmiljøet, men datagrundlaget er ikke tilstrækkelig til af foretage en egentlig miljøvurdering af stoffet set i forhold til maling-/lakfjernere. Eksponering af mennesker Eksponering af mennesker med stoffet vil diffust finde sted via cellulose-resiner, der kan indeholde dimethyladipat som blødgører. Toksikologiske data De relativt få studier, der er gennemført på stoffet antyder, at det kan give anledning til udviklingsforstyrrelser, så som abnormaliter og effekter på især rotters evne til at formere sig (RTECS, 1998). Sundhedsvurdering På grund af det begrænsede datagrundlag er det ikke muligt at gennemføre en egentlig sundhedsvurdering set i forhold til maling-/lakfjernere. 5.4.7 Vegetabilske olier og estreØvrige anvendelser Markedsaktører vurderer det som muligt i kombination med diestre af syrer at benytte vegetabilske olier, der allerede benyttes i kosmetikindustrien og som produceres i levnedsmiddelgodkendte anlæg. Valget af disse stoffer er i Danmark dirigeret af, at der kun optræder to leverandører på markedet, hvoraf den ene producerer methylestre udfra raps. Den anden leverandør produkt er produceret udfra kokus-estre (ofte 2-ethylhexyllaurat). Der er således ikke tale om triglycerider. Regulering Er der tale om olier der kan beskrives som vegetabilsk terpentin vil disse være klassificeret som sundhedsskadelige på listen over farlige stoffer. Der er ligeledes tilknyttet et kodenummer (MAL) og en grænseværdi til vegetabilsk terpentin. Skæbne Vegetabilske olier er en bred stofgruppe, men på grund af den vegetabilske oprindelse formodes de enkelte olier i høj grad at kunne nedbrydes i miljøet. En stor del af disse olier opfattes som ikke flygtige. Økotoksikologiske data Ingen relevante data. Miljøvurdering Det vurderes, at vegetabilske olier generelt vil være et begrænset miljømæssigt problem, såfremt der ikke er tale om olier, der kan beskrives som vegetabilsk terpentin. Eksponering af mennesker Den største eksponering af mennesker for vegetabilske olier vurderes at være via fødevarer. Toksikologiske data Ses der bort fra vegetabilsk terpentin-lignende olier er der ikke fundet væsentlige data til belysning af oliernes sundhedsmæssige effekter. Sundhedsvurdering De vegetabilske olier vurderes som relativt uproblematiske i forhold til menneskers sundhed, såfremt der ses bort fra vegetabilsk terpentin-lignende olier. 5.4.8 Brun sæbe og NaOH (kausisk soda) samt KOHØvrige anvendelser Disse basiske stoffer anvendes primært til rengøringsformål. Regulering Natriumhydroxid (NaOH) og kaliumhydroxid (KOH) er på listen over farlige stoffer opført med forskellige koncentrationsintervaller med hver sin klassificering - for de rene stoffer er klassificeringen: Ætsende (C); Alvorlig ætsningsfare (R35). I forbindelse med brug af NaOH og KOH i arbejdsmiljøet er der fastsat kodenumre (MAL) samt grænseværdier for stofferne på 2 mg/m3. NaOH og KOH er ligeledes omfattet af EU's forordning om risikoen ved eksisterende stoffer (93/793/EØF). Skæbne NaOH og KOH er meget vandopløselige og vil derfor primært findes i vandmiljøet. Økotoksikologiske data Den dominerende effekt af disse basiske stoffer i miljøet er direkte skader (ætsninger) på enhver type væv. Baggrunden for dette er markedsaktørers erfaringer med uhensigtsmæssig brug af højtryksspuling på udendørs ikke flytbare emner såsom husfacader til at fjerne de pastaer, som de basiske stoffer forefindes i, efter endt brug. Miljøvurdering Set i forhold til brug af stofferne i maling-/lakfjernere vurderes stofferne som miljømæssigt problematiske i forbindelse med eventuel afvaskning af maling-/lakfjernere. Skyllevandet afledes ofte til kloaknettet, der uanset om det er baseret på separeret- eller fælleskloakeret net, kan blive påvirket af høje pH-værdier, der ligeledes kan give anledning til skader enten på rensningsanlægget eller recipienten. Eksponering af mennesker Mennesker vil primært blive eksponeret for stofferne i forbindelse med rengøring. Toksikologiske data Den væsentligste effekt er her ætsninger, der kan opstå selvom produkterne typisk forekommer i pastaform. Foregår fjernelserne ved nedbrydning i bade, er risikoen for ætsninger i arbejdsmiljøet åbenlyse. Spildevandet fra sådanne bade kan ligeledes have kraftige udsving i pH, som kan medføre skade på kloaksystemet. Basisk fjernelse af maling/lak foregår dog ofte ved hjælp at fortykket NaOH eller KOH. Denne fortykkelse benævnes normalt pasta, der øger sandsynligheden for at maling-/lakfjerneren bliver siddende på selv lodrette overflader. Pastastrukturen mindsker ligeledes risikoen for ætsende stænk fra maling-/lakfjerneren. Sundhedsvurdering Set i forhold til anvendelse af stofferne i maling-/lakfjerner kan risikoen for ætsende effekter begrænses betydeligt ved valg af relevante værnemidler. Uforsvarlig omgang med stofferne i f.eks. maling-/lakfjernere kan have ekstreme sundhedsmæssige konsekvenser for brugeren af stofferne og mennesker i de nære omgivelser især i forbindelse med afspuling. 5.4.9 SammenfatningI tabel 5.3 og tabel 5.4 er sammenfattet de foretagne vurderinger af miljø- og sundhedspåvirkningerne ved brug af kemiske maling/lakfjernere. Det skal bemærkes, at den foreliggende viden om miljøpåvirkninger ofte omfatter data for påvirkninger af pattedyr i dyreforsøg i forbindelse med sundhedsvurderinger. Årsagen til dette er manglen på egentlige økotoksikologiske data. Disse data, der antyder mulige påvirkninger af enkeltarter i økosystemer, er hovedsagelig: LD50 for oral indtagelse i rotter, mus eller marsvin samt for hudkontakt hos kaniner Data fra forsøg vedrørende mulige skader på reproduktionsevner hos rotter og kaniner Data fra forsøg vedrørende mulige skader på diverse organer hos rotter og marsvin Data fra forsøg vedrørende mulige skader på nervesystemet Data fra forsøg vedrørende udviklingsforstyrrelser. Identifikation af potentielle effekter for sundhed ved brug af kemiske maling-/lakfjernere - se endvidere bilag 1. Tabel 5.3Identifikation af potentielle effekter for sundhed ved brug af kemiske maling-/lakfjernere - se endvidere bilag 1. Tabel 5.3 Identifikation af potentielle effekter for sundhed ved brug af kemiske maling-/lakfjernere - se endvidere bilag 1. Tabel 5.4 Identifikation af risici for miljø ved brug af kemiske maling-/lakfjernere
5.5 Dosis-respons vurderingIfølge EU's retningslinier for riskovurdering af kemiske stoffer (TDG, 1996) skal denne indeholde en dosis-respons vurdering. I dette projekt har det ikke været muligt at tilvejebringe tilstrækkelige data til en sådan. Dette projekts kvalitative risikovurdering gennemføres derfor uden dosis-respons vurdering. 5.6 EksponeringsvurderingIfølge EU's retningslinier for risikovurdering af kemiske stoffer skal denne opdeles i eksponering af:
Den følgende vurdering er baseret på denne opdeling men er tilpasset dette projekts datagrundlag og er derfor gjort kvalitativ. Vurderingen er således for de enkelte mekaniske metoder inddelt i en kvalitativ vurdering af eksponeringen af sundhed og miljø. Vurderingen af de kemiske metoder følger ovenstående opdeling. 5.6.1 De mekaniske metoderSundhed Overordnet vil de beskrevne metoder tidsmæssigt kun finde anvendelse i relativt korte intervaller. Eksponeringen vil derfor i de fleste tilfælde kun finde sted i et relativt kort tidsrum. Den private forbruger anvender normalt metoderne sjældent, men hos den professionelle kan eksponeringen finde sted som en daglig aktivitet af kortere eller længere varighed. Den indirekte eksponering af mennesker i miljøet vil generelt være minimal, men formentlig størst, hvis den pågældende opholder sig tæt på industrielle anlæg, som benytter metoderne. Eksponeringen for støj og påvirkninger på bevæge-apparatet er specielt relevant for blæse- og slibeprocesserne og er stærkt afhængig af, hvor fjernelsen gennemføres. Passende planlægning af arbejdet og passende valg af høreværn kan begrænse effekterne af disse påvirkninger. Fjernelse af maling/lak ved hjælp af blæsemetoder medfører en eksponering for støv. Denne eksponering er mest udtalt ved de tørre blæsemetoder. De tilsvarende våde metoder kan have reduceret denne eksponering med en faktor 10 (DTI, 1993). Blæsemetoderne (sandblæsning med enten kun slibemiddel eller med slibemiddel og vand) medgiver ligeledes anledning til betydelige støjeksponeringer, der er størst for tørre og reduceret med 1 til 7 dB for de tilsvarende våde (Lydteknisk Institut, 1993). De forskellige mekaniske fjernelsesmetoder har meget varierende scenarier for kemiske eksponeringer alt efter om arbejdet finder sted indendørs eller udendørs. I langt de fleste scenarier vil korrekt valg af værnemidler yde tilstrækkelig beskyttelse mod de kemiske påvirkninger af de personer, som direkte udfører arbejdet. For specielt de mere industrielle fjernelsesmetoder såsom pyrolyse, elektrolyse og mikrobølger skyldes de vigtigste kemiske eksponering afdampning fra selve processen (bade m.m.) eller håndteringen af emnet efter selve processen. Ofte er det vanskeligt at adskille eksponeringen herfra fra andre processer i virksomheden, men der findes enkelte virksomheder som udelukkende arbejder ved brug af f.eks. pyrolyse til afrensning af f.eks. kroge fra industrielle malekabiner. På disse virksomheder kan arbejdet tilrettelægges således, at medarbejderne eksponeres mindst muligt. Sandsynligheden for eksponering for skadelige bakterier og svampe fra fjernelsesmetoden "Fugt" ved hensigtsmæssig brug vurderes at være meget begrænset. Miljø Eksponeringen af miljøet har en meget diffus karakter og er stærkt afhængig af, hvor fjernelsen af malingen/lakken gennemføres, og hvorledes det afrensede materiale bortskaffes samt af hvilken og hvor meget maling/lak, der skal fjernes. Ved korrekt afslutning af de "tørre" fjernelsesmetoder i form af opsamling af den fjernede maling/lak kan eksponeringen af miljøet reduceres til et minimum. Ofte afsluttes arbejdet ikke med opsamling, hvilket betyder eksponering af primært jordmiljøet direkte og vandmiljøet indirekte. Størrelsen af eksponeringen vil derudover afhænge af, om der er tale om et industrielt anlæg eller om der er tale om en mobil arbejdsplads. I forbindelse med de "våde" fjernelsesprocesser er eksponering af vandmiljøet helt centralt, idet fjernelsen kan finde sted, hvor der er separat kloakering, hvorfor vandet ledes uden om rensningsforanstaltninger og direkte i recipienten. Størrelsen af eksponeringen afhænger således primært af vandforbruget og af, hvilken type maling/lak, der skal fjernes. I mange tilfælde, hvor de "våde" fjernelsesprocesser udføres på steder uden kloakering, vil jordmiljø ligeledes blive eksponeret 5.6.2 Kemiske maling-/lakfjernereI forbindelse med eksponeringsvurderingen er det som tidligere nævnt afgørende om fjernelsesprocessen gennemføres udendørs eller indendørs. I denne forbindelse vurderes det, at maling/lak fjernes både udendørs og indendørs, hvorimod graffiti primært fjernes udendørs. Måden hvorpå de kemiske maling-/lakfjernere fjernes er forskellig. Er der tale om en pasta, kan denne enten blive skrabet eller spulet af med vand. Skrabes maling-/lakfjereren af, vil der ved selve afskrabningen være risiko for hudkontakt og indånding af stofferne i maling-/lakfjernerne. Afskrabning vil i de fleste tilfælde være efterfulgt af en form for opsamling af det afskrabede materiale, og der vil i denne forbindelse være risiko for især hudkontakt. Spules maling-/lakfjerneren af med vand, vil der primært være risiko for hudkontakt med og stænk af maling-/lakfjernere. Anvendes der højtryksspuling vil denne risiko være større og suppleret med risiko for kontakt med aerosoler, der under uheldige omstændigheder ligeledes kan indåndes. Miljøet I forhold til miljøet vil det være delmiljøerne jord og vand, der ultimativt vil kunne blive eksponeret for stoffer fra kemiske maling-/lakfjernere. For det flygtige 1-bromopropan vil der være en risiko for en endelig eksponering af luftmiljøet. Den professionelle og private bruger vil primært blive eksponeret via indånding og hudkontakt. Denne eksponering kan give anledning til flere forskellige effekter - for DEGME kan en eksponering teoretisk set give effekter på fostre. Indirekte eksponering Den indirekte eksponering af mennesker for stofferne i kemiske maling-/lakfjerne vil primært finde sted via drikkevand, men stænk fra mobile arbejdspladser er ligeledes en mulighed. Efterlades det afskrabede materiale på jorden vil der være tale om en potentiel risiko for en indirekte eksponering af især børn. Eksponeringen af miljø og sundhed for de enkelte kemiske maling-/lakfjernere har på samme vis som eksponeringen fra de mekaniske fjernelsesmetoder en meget diffus karakter. Alvorligheden af eksponeringen er stærkt afhængig af, hvor fjernelsen gennemføres samt af hvilken og hvor meget maling/lak, der skal fjernes. 5.7 Kvalitativ risikokarakterisering og anvisning af substitutionsvejeIfølge EU's retningslinier for risikovurdering skal risikokarakteriseringen indeholde en vurdering af effektdata set i forhold til eksponeringsdata. På grund af dette projekts særlige karakter, hvor kemiske og ikke-kemiske metoder skal sammenlignes, har det ikke været muligt at gennemføre denne vurdering på et kvantitativt niveau, men udelukkende på et kvalitativt niveau. 5.7.1 Evaluering af data til miljø- og sundhedsvurderingenDataomfanget For de mekaniske processer er vurderingen gennemført udelukkende på baggrund af kvalitative overvejelser. For de kemiske fjernelsesmetoder er datagrundlaget bredere. For visse stoffer har datagrundlaget ført til en egentlig regulering/klassificering, som er anvendt til denne risikovurdering, hvor det er muligt. For andre nyere stoffer/produkter er datagrundlaget mindre bredt funderet. Både miljø- og sundhedsvurderingen tager udgangspunkt i beskrivelser af resultater fra dyreforsøg. 5.7.2 Sammenfatning af de potentielle effekterSammenholdes de potentielle effekter samlet for dels de kemiske og de mekaniske metoder til fjernelse af maling/lak i tabellerne 5.1, 5.3 og 5.4 kan følgende konkluderes med hensyn til sundhed og miljø: Sundhed Sammenfatning af de sundhedsmæssige overvejelser i forbindelse med de forskellige måder at fjerne maling/lak på:
Det vurderes, at fravælges de aktivstoffer med de værste potentielle effekter, så er de kemiske metoder generelt at fortrække, idet man med passende valg af værnemidler og hensigtsmæssig brug af processerne kan reducere eksponeringerne til et acceptabelt niveau i det korte tidsrum eksponeringen finder sted. Fordelen ved kemiske metoder bliver mindre ved indendørs brug, hvor risikoen for eksponering ved indånding stiger på grund af utilstrækkelig ventilation. Samtidigt forbedres mulighederne for at begrænse de mekaniske metoders indirekte påvirkning af sundheden via jordmiljøet. De øvrige effekter fra de mekaniske metoder såsom støj og udsættelse for problematiske stoffer fra selve malingen vurderes at blive forøget ved indendørs brug. Miljø Sammenholdes data for mulige effekter med data for eksponering ved brug af de beskrevne metoder til fjernelse af maling/lak kan følgende konkluderes med hensyn til miljø:
Det skal bemærkes, at omfanget af datagrundlaget for de enkelte stoffers/processers negative påvirkninger er varierende og temmelig begrænset. 5.8 Samlet kvalitativ risikovurdering af diverse substitutionsmulighederDen samlede risikovurdering skal ses i lyset af risikoen ved hensigtsmæssig brug af dichlormethan og de alternative metoder. Dichlormethan er på listen over uønskede stoffer primært på grund af dets mulige kræftfremkaldende egenskaber og dets bidrag til emissionen af VOC. Risikoreduktion Med baggrund i denne undersøgelse vurderes det, at brugen af dichlormethan til fjernelse af maling/lak kan udfases helt. Substitutionsmulighederne, som dette projekt har beskæftiget sig med, vil have andre, men mindre alvorlige effekter på miljø og sundhed. På baggrund af denne undersøgelse er det muligt at udpege enkelte anvendelser, der bør undersøges nærmere og måske bør reguleres mere end tilfældet er i dag. Ud fra denne undersøgelse vurderes det, at ses der bort fra 1-bromopropan og 2-(2-methoxyethoxy)ethanol [DEGME], er alle de identificerede muligheder for substitution af dichlormethanholdige maling-/lakfjernere ved passende planlægning af arbejdet og valg af værnemidler at foretrække frem for maling-/lakfjernere baseret på det muligvis kræftfremkaldende dichlormethan. Brugen af basisk fjernelse med baserne NaOH og KOH bør vurderes nøje, idet der eksisterer dårlige praktiske erfaringer hermed, især i forbindelse med de indirekte påvirkninger af de nære omgivelser (se afsnit 7.3.8). Substitutionsmuligheder Med udgangspunkt i denne undersøgelse bør det frarådes, at arbejde videre med 2-(2-methoxyethoxy)ethanol [DEGME] som substitutionsmulighed for dichlormethan, idet leverandørerne af stoffet har gennemført en selvvurdering og foreslår, at stoffet klassificeres sundhedsskadelig (Xn) med risikosætningen R63 (mulighed for skade på barnet under graviditet). Denne klassificering indstilles af myndighederne i Holland til godkendelse i EU-kommissionen (Ministry of Housing, 1997a). Det bør ligeledes frarådes, at der arbejdes videre med 1-bromopropan, idet klassificeringen af dette stof er sundhedsskadelig (Xn); farlig ved indånding (R20). Anvendes de mekaniske fjernelsesmetoder til substitution af dichlormethan kan effekterne på sundhed fra disse ved hensigtsmæssig arbejdsplanlægning samlet vurderes som mindre alvorlige end effekterne fra dichlormethan. Baggrunden for dette er, at risikoen for kræft må opfattes som mere alvorlig end risikoen for allergi, irritation og skader på nervesystemet og bevæge-apparatet samt hørelsen. Det skal bemærkes, at bly tillægges mulige kræftfremkaldende egenskaber - de ikke organiske blyforbindelser vurderes således af det internationale kræftforsknings institut IARC som muligvis kræftfremkaldende (gruppe 2B). Så dichlormethans mulige kræftfremkaldende egenskaber må anses som mere alvorlige og betydende end de tilsvarende mulige kræftfremkaldende egenskaber hos bly, der er på vej til at blive udfaset. Med hensyn til effekterne på miljøet er det vanskeligere at gennemføre en afvejning, idet der her ofte bliver tale om diffus spredning af miljøfarlige stoffer i forhold til brug og udslip af det chlorerede opløsningsmiddel dichlormethan, der bl.a. vil bidrage til dannelse af ozon ved jordoverfladen. Det skal bemærkes, at aktivstofferne som tidligere beskrevet normalt vil forefindes i formuleringer bestående af flere af nedenstående stoffer og opløsningsmidler så som f.eks. xylen, methylehtylketon, acetater. Valget af opløsningsmiddel spiller en afgørende rolle for den kemiske maling-/lakfjerner. Det forudsættes i den samlede vurdering, at aktivstofferne eksistere i andre og lavere klassificeret opløsningsmidler end xylen og methylethylketon. Sammenfatning Alle aktivstofferne, der er behandlet i dette projekt, er set udfra EU's direktiv om risikovurdering af "eksisterende stoffer", hvilket betyder at resultatet af risikovurderingen kan indpasses i en af følgende tre grupperinger:
Stofferne i tabel 5.5 skal ud fra dette projekts kvalitative betragtninger placeres i gruppe 1. Tabel 5.5 Gruppe 1 stoffer
*: Placeringen af de velbeskrevede baser NaOH og KOH i gruppe 1 har baggrund i behovet for yderligere viden om de skader, som følger af uhensigtsmæssig brug af højtryksspuling til fjernelse af basiske pastaer på udendørs ikke flytbare emner. Tilsvarende skal følgende processer logisk set placeres i gruppe 1 primært på grund af usikkerheden omkring den diffuse spredning af bly ved slibning og den ikke tilstrækkelige viden om den uhensigtsmæssige brug af højtryksspuling til fjernelse af basiske pastaer:
Følgende processer bør udfra denne undersøgelse placeres i gruppe 2:
Ud fra dette projekts kvalitative vurderinger skal 1-bromopropan og 2-(2-methoxyethoxy)ethanol placeres i kategorien, der afspejler størst bekymring, gruppe 3.
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||