| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Baggrund til håndbog i miljøvurdering af produkter

4. Vurdering af kemikalier

I Håndbogen omfatter vurderingen af kemikalier først og fremmest effekttyperne økotoksicitet og human toksicitet. Disse effekttyper udgør en særlig udfordring af flere årsager. Først og fremmest er alle kemikalier i princippet giftige, hvis udsættelsen for dem er tilstrækkelig stor. Det er derfor ikke en afgrænset gruppe af kemiske stoffer, der bidrager til disse effekttyper. Desuden er det ikke en enkelt veldefineret effektmekanisme, der ligger til grund for giftvirkninger. Der er tale om mange forskellige effektmekanismer, der har det til fælles, at de kan føre til giftvirkninger på økosystemer eller på mennesker. Dette betyder bl.a., at hvert enkelt kemikalie, som indgår i et produkts livsforløb, bør vurderes i forhold til dets giftvirkninger. Selve sammenligningen af kemikalier eller produkter kan også være vanskelig, bl.a. fordi der kan være forskelle i alvorligheden af effekterne af forskellige kemikalier.

Men kemikalier, som forekommer i et produkts livscyklus, kan forårsage mange forskellige effekttyper. De fleste effekttyper i LCA påvirkes kun af et begrænset antal kemikalier, og kun hvis/når disse udledes til miljøet. Dette gælder effekttyperne drivhuseffekt, stratosfærisk ozonnedbrydning, forsuring, næringssaltbelastning samt fotokemisk ozondannelse. De kemikalier og kemikaliegrupper, som bidrager til disse effekttyper, er listet fx i UMIP-metode bogen (Wenzel et al., 1996). Fælles for disse effekttyper er, at selve effektmekanismen er den samme indenfor effekttypen. Vurderingen af deres effektpotentiale er allerede foretaget af eksperter og udtrykt som en effektfaktor for hvert stof og effekttype. Effektfaktoren er beregnet under hensyntagen til både stoffets skæbne i miljøet og dets virkning. I LCA kan effektfaktorerne anvendes ved at multiplicere dem med den udledte mængde af det enkelte stof. Beregningen af den funktionelle enheds samlede påvirkning af disse effekttyper foretages automatisk af UMIP PC-værktøjet. I MEKA-skemaet tages der dog ikke specifikt hensyn til disse effekttyper.

Ved at inkludere energiforbruget, er der allerede taget hensyn til en del af disse effekter. Fx anslås det, at ca. 65% af drivhusgasserne, 90% af SO_x samt 85% af NO_x forårsages af energifremstilling (Christiansen, 1997). Dvs. at drivhuseffekt, forsuring og til dels næringssaltbelastning i høj grad følger energiforbruget. Når det gælder fotokemisk ozondannelse er der ikke meget store forskelle mellem forskellige VOC’ers potentiale for at forårsage denne effekttype, hvorfor den totale udledte mængde VOC fungerer godt som grov indikator.

På denne baggrund vurderes det, at kemikaliernes giftighed over for mennesker og miljø er den væsentligste parameter til vurdering af forskelle mellem effekterne af kemikalier i MEKA-skemaet. Visse typer af produkter kan dog indeholde stoffer, som nedbryder den stratosfæriske ozon. Afskaffelsen af disse stoffer er prioriteret højt internationalt, og forekomsten af sådanne stoffer bør derfor undgås. I Håndbogen er de pågældende stoffer listet i bilag B.

I de følgende afsnit vil giftvirkninger og vurderingen heraf i LCA være i fokus. Det diskuteres, hvilke valg der er foretaget i forbindelse med håndtering af kemikalier i et mere eller mindre kvalitativt "MEKA-skema" og i den mere detaljerede vurdering.

4.1 Den trinvise fremgangsmåde

Vurderingen af kemikalier foretages i en trinvis fremgangsmåde, som er afhængig af, hvilket detaljeringsniveau LCA’en skal være på (MEKA – detaljeret), og afhængig af om det eventuelt vælges at gå videre med en egentlig kemikalievurdering.

I første trin, hvor der skaffes et overblik over produktets miljøbelastninger i livsforløbet ved hjælp af et MEKA-skema er det ikke rimeligt af hensyn til tidsforbruget at gå i dybden med kemikalievurderingen. Her skaffes overblik over, om der i livsforløbet for produktet forekommer kemikalier, der i forvejen betragtes som farlige af myndigheder. Dette kan gøres på baggrund af de oplysninger, som er tilgængelige fx i arbejdshygiejniske brugsanvisninger.

En første grov prioritering af kemikalierne foretages på baggrund af deres forekomst på lister over farlige stoffer, jf. 4.2.1.

Næste trin afhænger af det aktuelle behov. Anvendes eller udledes fx store mængder af specifikke kemikalier, som bør vurderes nærmere, eller er der helt andre parametre i produktets livsforløb, som der skal fokuseres på?

Hvis det vælges at gå videre i PC-værktøjet, kan man risikere, at de kemiske stoffer ikke bidrager til giftighed, fordi der ikke findes effektfaktorer eller fordi der ikke er viden om, hvilke stoffer der udledes. For en række af normalt forekommende emissioner samt for emissioner, som er blevet vurderet i forbindelse med tidligere projekter i UMIP-regi, findes allerede effektfaktorer. For en lang række af emissioner er der dog endnu ikke beregnet effektfaktorer. Hvis disse emissioner skal bidrage til produktets samlede bidrag til effekttyperne vedrørende giftvirkninger, skal der beregnes effektfaktorer for stofferne. Disse effektfaktorer skal indtastes i PC-værktøjet. Denne beregning af effektfaktorer bør udføres af eksperter, og der henvises til UMIP-baggrundsbogen (Hauschild ed., 1996).

4.2 Vurdering af kemikalier i MEKA-skema

Kemikalier i MEKA-skemaet omfatter primært kemikalier, der anvendes i produktionen enten som råvarer eller som hjælpestoffer. Disse oplysninger er tilgængelige fra styklisten. Udledninger til luft, vand og eventuelt jord indgår kun i det omfang, der umiddelbart er viden om det. Denne fokusering på input er nok den væsentligste forenkling, der foretages i MEKA-skemaet. Som det fremgår af indledningen til dette kapitel, er det normalt kun emissioner af kemikalier, som er interessante, fordi det først er i det øjeblik, kemikalierne forlader produktsystemet som emissioner, at de kan forårsage effekter. Mange af de kemikalier, som optræder på styklisten, anvendes i produktionen og vil sandsynligvis primært forårsage risici i arbejdsmiljøet. Ved at fokusere på de farlige kemikalier, der optræder som input til systemet, vurderes, at alle kemikalier i systemet kan udgøre en eksponeringsrisiko, enten fordi de skal håndteres i arbejdsmiljøet eller fordi de kan emitteres fra processerne. Der tages ikke hensyn til, hvor stor ekponeringsrisikoen er, ligesom der ikke tages hensyn til kemiske stoffer, som kan dannes i processerne og emitteres.

Det primære formål med vurdering af kemikalierne i MEKA-skemaet er imidlertid at medvirke til, at der ikke overses væsentlige miljø- og sundhedspåvirkninger. Det er ikke hensigten at gennemføre en kvantitativ vurdering, som med stor sikkerhed kan anvendes til at vælge. Den væsentligste fejl ved at fokusere opgørelsen på input er således, at vurderingen ikke inkluderer farlige kemiske stoffer, som dannes i processerne og emitteres.

Arbejdsmiljø vurderes ikke på nuværende tidspunkt rutinemæssigt i LCA. Det er derfor muligt, at der i MEKA-skemaet vil indgå kemikalier, som ikke optræder i en senere mere detaljerede modellering af livsforløbet i et PC-værktøj fordi de ikke emitteres eller fordi der ikke er viden om emissioner.

Inddragelsen af kemikalier i MEKA-skemaet muliggør imidlertid en kvalitativ vurdering af kemikalieanvendelsen i livsforløbet, dvs. det muliggør en vurdering af, hvorvidt der er taget hånd om de eventuelle problemer, som anvendelsen af kemikalierne kan medføre. Anvendes der eksempelvis store mængder opløsningsmiddel, er der så taget de rette arbejdsmiljømæssige hensyn, og kan det ses på emissionerne fra virksomheden eller er der effektive genvindings- og/eller rensesystemer?

4.2.1 Principper for vurderingen

Antallet af kemiske stoffer, som anvendes herhjemme, udgør mindst 20.000 forskellige stoffer (Bro-Rasmussen et al., 1996), som hver især er forskellige med hensyn til miljø- og sundhedsskadelige egenskaber. Det er derfor meningsløst at skrive alle kemikalier, som optræder i det undersøgte produkts livsforløb ind i MEKA-skemaet. En sådan liste vil dels ikke bidrage til vurderingen, da der for mange stoffer mangler viden om deres miljø- og sundhedsmæssige egenskaber, dels vil den blive uoverskuelig. Det er nødvendigt, at foretage en indledende vurdering af, hvorvidt stofferne har særlige miljø- og sundhedsskadelige egenskaber.

Indledende foretages en vurdering af:

1. Om stofferne forekommer på effektlisten eller listen over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen, 2000a og 2000b).
2. Om de anvendte produkter/hjælpestoffer er faremærket med specifikke R-sætninger (Miljøstyrelsen, 2000c).

Desuden bør det overvejes, om der anvendes store mængder af kemikalier, som ikke optræder på disse lister, men som i kraft af de store mængder alligevel kan udgøre et problem.

Miljøstyrelsen har udarbejdet en liste over stoffer, som anses for at have særlige betænkelige sundheds- og/eller miljømæssige effekter, den såkaldte effektliste. Effektlisten (Miljøstyrelsen 2000b) udgør udgangspunktet for listen over uønskede stoffer og indeholder ca. 1400 stoffer, som er udvalgt fra en liste på 9400 stoffer, der enten er HPV(high production volume) eller indgår i produkter anmeldt til Kontoret for Produktdata. Listen over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen, 2000a) indeholder ca. 68 stoffer eller stofgrupper, som er udvalgt fra Effektlisten, fordi de anvendes i store mængder (> 100 tons/år). Denne liste repræsenterer således stoffer, som danske myndigheder på sigt ønsker at reducere eller standse anvendelsen af.

EU´s liste over farlige stoffer er en eksempelliste, der følger nogle fastlagte kriterier for klassificering af farlige stoffer. Stoffer, der er klassificeret for sundheds- og/eller miljøfare, inkluderes i MEKA-skemaet. Det har hidtil været et problem, at kun en lille del af stofferne på listen var vurderet med hensyn til miljøfare, men klassificering for miljøfare er inkluderet i den nyeste opdatering af listen (Miljøstyrelsen, 2000c).

Det er valgt som en første sortering af stofferne med hensyn til deres sundheds- og miljømæssige betydning at inddele stofferne i tre typer efter deres forekomst på ovenstående lister:

Listerne er valgt, fordi de dækker et bredt udvalg af stoffer og i hvert fald de stoffer, som har været i myndighedernes søgelys på grund af særligt betænkelige effekter. Listerne er desuden nemt tilgængelige (kan downloades fra Miljøstyrelsens hjemmeside, www.mst.dk).

Da listen over farlige stoffer er en eksempelliste, vil der være en række stoffer, som ikke er klassificeret, ligesom en del stoffer ikke har været med på den startliste, som er udgangspunkt for Effektlisten. Der er derfor sandsynlighed for, at nogle stoffer med skadelige effekter ikke placeres i den rigtige type. Dermed er der mulighed for fejlslutninger. Det er imidlertid vurderet, at det er vigtigt, at metoden ikke er særligt kompliceret, og at de oplysninger, som skal anvendes, er nemt tilgængelige.

4.3 Mere detaljeret vurdering af kemikalier

Også selvom produktet vurderes med en LCA-model i PC-værktøjet, kan det, hvis det drejer sig om kemiske produkter, i nogle situationer være relevant at supplere modelleringen i PC-værktøjet med en detaljeret kemikalievurdering for at forbedre beslutningsgrundlaget.Den detaljerede kemikalievurdering indledes med en prioritering af stofferne for at begrænse indsatsen og fokusere på de mest relevante stoffer. Til denne prioritering er det valgt at anvende en screening ved hjælp af UMIP’s screeningsmetode. Denne metode er valgt, dels fordi den er en del af UMIP-metoden, som er udgangspunktet for metoden i dette projekt, dels fordi den for stoffer, som er fareklassificeret, har et stærkt reduceret databehov. En væsentlig kvalitet ved metoden i denne sammenhæng er, at den ikke indebærer nogle subjektive valg fra brugerens side. UMIP-screeningsmetoden er desuden i flere andre sammenhænge blevet anvendt i Danmark (fx Autobranchens keminøgle på www.motorbranchen.dk).Den yderligere detaljerede vurdering af kemikalierne kræver en solid baggrund indenfor økotoksikologiske og toksikologiske problemstillinger og anbefales udført ifølge almindelig praksis med hjælp fra eksperter.