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

Kortlægning og sundheds- og miljømæssig vurdering af håndsæbe

9 Effekter i vandmiljøet

• 9.1 Udvalgte stoffer til simulering af effekter i vandmiljøet
• 9.2 Skæbne af de kemiske stoffer i flydende håndsæber
• 9.3 Totalt estimeret forbrug af de kemiske stoffer i produkterne
• 9.4 Beregning af Predicted Environmental Concentration (PEC) og Predicted No Effect Concentration (PNEC)
• 9.5 Beregning af risikokvotienter
• 9.6 Eksponeringsscenarie: Lillebælt
• 9.7 Sammenfatning, effekter i vandmiljøet

9.1 Udvalgte stoffer til simulering af effekter i vandmiljøet

Den miljømæssige vurdering af de 8 udvalgte stoffer (kapitel 8) viste, at 4 af stofferne har egenskaber, der må vurderes nærmere i en risikovurdering for at vurdere om de kan medføre kritiske effekter i vandmiljøet. Som konsekvens heraf indgår de 4stoffer, Cocamide DEA, Methylchloroisothiazolinone/ Methylisothiazolinone (Kathon) og 2-Bromo-2-Nitropropane-1,3-Diol, i vurderingen af den miljømæssige effekt af anvendelsen af flydende håndsæber.

9.2 Skæbne af de kemiske stoffer i flydende håndsæber

Kemiske stoffer, der anvendes i flydende håndsæber, vil primært blive udledt til miljøet via renset spildevand fra kommunale renseanlæg. Rengøringsmidlerne skylles med vaskevandet ud til kloaknettet og ledes videre til renseanlæg. I renseanlægget vil de kemiske stoffer undergå processer som nedbrydning under aerobe og anaerobe (iltfrie) forhold, sorption til slampartikler, fordampning, hydrolyse mv. Andelen af de kemiske stoffer, der ledes ud med det rensede spildevand, afhænger således af stoffernes skæbne i renseanlægget. I vandmiljøet vil forskellige biologiske og abiotiske fjernelsesprocesser ligeledes påvirke koncentrationen af de kemiske stoffer. Dertil vil koncentrationen afhænge af hydrauliske parametre som f.eks. opblanding/fortynding og vandstrømningsforhold.

9.3 Totalt estimeret forbrug af de kemiske stoffer i produkterne

Der haves ikke tilgængelige statistikker over det årlige forbrug af flydende håndsæber i Danmark. Derfor er forbruget af de udvalgte stoffer estimeret indirekte på baggrund af den gennemsnitlige sæbedosis ved håndvask samt hyppigheden af håndvask for en gennemsnitlig forbruger. Det estimerede maksimale forbrug er således baseret på følgende antagelser:

• Der anvendes 1 g flydende sæbe pr. håndvask
• Hyppigheden af håndvask for almindelige forbrugere er 6 gange dagligt (worst-case)
• Hele befolkningen i Danmark (5,4 mio.) anvender dagligt flydende sæbe til håndvask
• Indholdet af Cocamide DEA sættes til 5 % i produkterne
• Indholdet af 2+Bromo-2-Nitropropane-1,3-Diol sættes til 0,0 5% i produkterne
• Indholdet af Kathon sættes til 0,001 % i produkterne

Tabel 9.1 angiver de estimerede mængder af de udvalgte kemiske stoffer, der anvendes i flydende håndsæber.

Tabel 9.1 Estimeret forbrug af de udvalgte stoffer i flydende håndsæber

9.4 Beregning af Predicted Environmental Concentration (PEC) og Predicted No Effect Concentration (PNEC)

Til estimering af den miljømæssige risiko ved udledning af udvalgte stoffer, der indgår i flydende håndsæber, sammenholdes den forventede miljømæssige koncentration (Predicted Environmental Concentration, PEC) med den koncentration af stoffet, ved hvilken der ikke forventes effekter i vandmiljøet (Predicted No Effect Concentration, PNEC). Koncentrationen af stofferne i afledningen fra renseanlæg (PEC_stp) beregnes ud fra forbrugsmængderne (M) af stoffet, fjernelsesgraden i renseanlæggene (f_fjernelse) og årligt afledt spildevand i Danmark (Q):

Q = 611 mill m³/år (37)

f_fjernelse findes fra opslagstabellerne i EU's Technical Guidance Document (TGD) (28).

f_fjernelse er en funktion af det enkelte stofs oktanol-vandfordelingskoefficient (logPow), Henry's konstant (H) og bionedbrydelighed.

De beregnede PEC_stp værdier fremgår af tabel 9.2

Tabel 9.2 Beregnede PEC værdier

De højeste koncentrationer, der ikke forventes at medføre effekter i vandmiljøet, PNEC, beregnes ud fra data for stoffernes giftighed over for vandlevende organismer med applikation af en "vurderingsfaktor" (assessment factor), som beskrevet i EU's Technical Guidance Document (28). De beregnede PNEC værdier for de udvalgte stoffer fremgår af tabel 9.3.

Tabel 9.3 Beregnede PNEC værdier

9.5 Beregning af risikokvotienter

De beregnede risikokvotienter (RQ) for de udvalgte stoffer fremgår af tabel 9.4 RQ beregnes som PEC/PNEC.

Tabel 9.4 Beregnede risikokvotienter

*Risikokvotienten for kathon er beregnet som summen af risikokvotienterne for de to komponenter Methylchloroisothiazolinone og Methylisothiazolinone

En risikokvotient > 1 angiver sandsynlighed for effekter i vandmiljøet. Der regnes med en standard fortyndingsfaktor på 10 efter udledning af renset spildevand til vandmiljøet. Således vil risikokvotienter mindre end 10 indikere, at der ikke vurderes at være risiko for uønskede effekter i vandmiljøet. Af tabel 9.4 ses det, at risikokvotienten i afledningen fra renseanlæg for Cocamide DEA, 2-Bromo-2-Nitropropane-1,3-Diol og Kathon ligger mellem 47 og 422. Udledning af stofferne i de beregnede koncentrationer kan således forventes at medføre en risiko for effekter i vandmiljøet. For at vurdere effekten i vandmiljøet er der i det følgende udført simuleringer af stoffernes fortynding og omsætning i miljøet i et defineret eksponeringsscenarie.

9.6 Eksponeringsscenarie: Lillebælt

Til beregning af koncentrationen (PEC) af de udvalgte kemiske stoffer anvendes en skæbnemodel, der beskriver nedbrydningen (biologisk nedbrydning, hydrolyse, fotolyse), fordampningen og sedimentationen. Samtlige processer er beskrevet ved et første ordens udtryk m.h.t. stofkoncentrationen. Procesbeskrivelserne er lagt ind i en såkaldt skabelon i modelleringsværktøjet ECOLAB, som er udviklet på DHI. Til beskrivelse af stoffernes transport knyttes skæbnemodellen til en hydraulisk model, som modellerer vandstrømninger i et defineret vandområde. I dette eksempel er den to-dimensionale model MIKE 21 anvendt (koncentrationen i dybden er antaget at være ensartet fordelt). Lillebælt er endvidere her udvalgt som et repræsentativt eksponeringsscenarie, der beskriver kystnære vandområder i Danmark. Området, som modellen dækker, er på ca. 35 km x 50 km.

For at sikre, at simuleringen når en form for ligevægt, er en simuleringsperiode på 2 måneder anvendt. De vejrbetingelser, som er observeret den første uge af april 2004, blev anvendt gentagne gange (ca. 10) i simuleringen.

Stofferne afledes til Lillebælt fra 5 renseanlæg, hvis karakteristik og placering fremgår af tabel 9.5 og figur 9.1.

Tabel 9.5 Karakteristik af renseanlæg med udløb i Lillebælt

* M: mekanisk; B: biologisk; N: nitrifikation; D: denitifikation; K: kemisk udfældning.

Figur 9.1: Placering af udløb fra renseanlæg, Lillebælt

Således beregnes PEC (Predicted Environmental Concentration) for de udvalgte kemiske stoffer ved at koble skæbnen af de kemiske stoffer i renseanlæg og i vandmiljøet med strømningsforholdene i Lillebælt. PEC værdierne sammenholdes med stoffernes PNEC (Predicted No Effect Concentration), som er den højeste koncentration, ved hvilken der ikke forventes uønskede effekter i vandmiljøet, og der beregnes en risikokvotient RQ (=PEC/PNEC) for stofferne efter udledning til vandmiljøet.

I løbet af simuleringsperioden er der stor variation i koncentrationerne af de kemiske stoffer i vandmiljøet, som følge af den naturlige variation af strømforholdene. Til vurdering af eventuelle kroniske effekter er gennemsnitskoncentrationen af stofferne gennem simuleringsperioden beregnet og sammenlignet med PNEC. Til vurdering af eventuelle akutte effekter er den maksimale koncentration af stofferne gennem simuleringsperioden beregnet og sammenlignet med 10PNEC, idet det generelt antages, at PNEC for akutte effekter er en faktor 10 højere end PNEC for kroniske effekter.

Resultatet af simuleringerne for stofferne Cocamide DEA, 2-Bromo-2-Nitropropane-1,3-Diol og Kathon er udtrykt grafisk med angivelse af risikokvotienter i intervallerne RQ = 0,1; RQ 0,1 - 1 og RQ = 1 for vandområderne i Lillebælt. Det område af Lillebælt, hvor der er risiko for akutte effekter, er fundet til at være væsentligt mindre end det område, hvor der er risiko for kroniske effekter. I figur 9.2-9.4 ses de beregnede risikokvotienter, som er fundet som forholdet mellem den tidsvægtede gennemsnit af de beregnede koncentrationer og PNEC.

Figur 9.2 Risikokvotienter for kroniske effekter af Cocamide DEA i Lillebælt. Rød farve angiver RQ = 1. Orange farve angiver RQ mellem 0,1-1. Grøn farve angiver RQ = 0,1

Figur 9.3 Risikokvotienter for kroniske effekter af 2-Bromo-2-Nitropropane-1,3-Diol i Lillebælt. Rød farve angiver RQ = 1. Orange farve angiver RQ mellem 0,1-1. Grøn farve angiver RQ = 0,1

Figur 9.4 Risikokvotienter for kroniske effekter af Kathon i Lillebælt. Rød farve angiver RQ = 1. Orange farve angiver RQ mellem 0,1-1. Grøn farve angiver RQ = 0,1

Resultatet af simuleringerne viste, at der for Cocamide DEA blev fundet risikokvotienter > 1 for kroniske effekter i et betragteligt udsnit af Vejle Fjord, mens der for 2-Bromo-2-Nitropropane-1,3-Diol og Kathon kun blev fundet risikokvotienter > 1 for kroniske effekter i en begrænset nærzone omkring spildevandsudledningen fra Vejle renseanlæg. I de resterende vandområder i Lillebælt scenariet blev der ikke fundet risiko for uønskede effekter af stofferne. Beregningerne af risikoen for akutte effekter viste, at der kun for Cocamide DEA blev fundet et område i den indre del af Vejle fjord, hvor risikokvotienten var > 1. Området var dog betydeligt mindre sammenlignet med den beregnede risiko for kroniske effekter. For 2-Bromo-2-Nitropropane-1,3-Diol og Kathon blev der ikke fundet risikokvotienter > 1 i Lillebælt (data ikke vist). Den indre del af Vejle Fjord er karakteriseret af en begrænset vandudskiftning sammenlignet med de andre spildevandsudledninger i Lillebælt. Det er således ikke overraskende, at der er størst sandsynlighed for effekter i netop dette område. Beregningerne er udtryk for en worst-case situation med et højt estimeret forbrug af flydende håndsæber, og et maksimalt estimeret indhold af de udvalgte stoffer i produkterne.

9. 7 Sammenfatning, effekter i vandmiljøet

De 3 stoffer, der blev udvalgt til simulering af skæbne og effekter i miljøet, vurderes at give et repræsentativt billede af den eventuelle miljøbelastning, der er er forbundet med anvendelsen af flydende håndsæber. På baggrund af simuleringerne, der blev gennemført for Lillebælt, kan det således konkluderes, at udledningen af Cocamide DEA potentielt kan medføre uønskede effekter (både akutte og kroniske) i vandmiljøet i områder med spildevandsudledning, hvor området samtidig er karakteriseret af en begrænset vandudskiftning. For 2-Bromo-2-Nitropropane-1,3-Diol og Kathon blev der fundet risiko for kroniske effekter i vandmiljøet i en meget begrænset zone nær spildevandsudledningen. Denne zone er ligeledes karakteriseret ved en relativt lav vandudskiftning. Der blev ikke fundet risiko for akutte effekter af 2-Bromo-2-Nitropropane-1,3-Diol og Kathon i Lillebælt.

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

Version 1.0 Juni 2006, © Miljøstyrelsen.