8 Miljømæssig vurdering

Kortlægning, emissioner samt miljø- og sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer i kunstgræs

8.1 Zink og salte heraf
- 8.1.1 Økotoksikologiske data
- 8.1.2 Estimering af 0-effektniveau
8.2 6PPD
- 8.2.1 Økotoksikologiske data
- 8.2.2 Estimering af 0-effektniveau
8.3 Dicyclohexylamin
- 8.3.1 Økotoksikologiske data
- 8.3.2 Estimering af 0-effektniveau
8.4 Diisobutylftalat
- 8.4.1 Økotoksikologiske data
- 8.4.2 Estimering af 0-effektniveau
8.5 Nonylphenol
- 8.5.1 Økotoksikologiske data
- 8.5.2 Estimering af 0-effektniveau
8.6 2,4-di-tert-butylphenol
- 8.6.1 Økotoksikologiske data
- 8.6.2 Estimering af 0-effektniveau
8.7 Diethylftalat
- 8.7.1 Økotoksikologiske data
- 8.7.2 Estimering af 0-effektniveau
8.8 Bis(2,2,6,6-tetramethyl-4-piperidyl)sebacat
- 8.8.1 Økotoksikologiske data
- 8.8.2 Estimering af 0-effektniveau
8.9 Estimering af effekt af udledte stoffer

Der blev ved analyser af væskerne fra udvaskningsforsøgene identificeret en række miljøskadelige stoffer.

Således blev der fundet en række miljøskadelige stoffer enten klassificeret med R50, R51 eller R52 og evt. i kombination med R53 i udvaskningsforsøg af enten elastisk infill, kunstgræs eller pad.

Der blev udvalgt 6 stoffer, der forekommer i væsentlige koncentrationer i kontaktvæskerne fra udvaskningsforsøgene. For disse er fundet økotoksikologiske data til vurdering af mindste-effektnivaeuet (PNEC) i vandmiljøet.

Stofferne er følgende:

Zink og salte heraf
6PPD
Dicyclohexylamin
Diisobutylftalat
Nonylphenol
2,4-Di-tert-butylphenol

Der er i denne vurdering endvidere foretaget en revurdering af data til beregning af PNEC for diethylftalat benyttet i den norske undersøgelse, og det er desuden valgt at supplere med en miljømæssig vurdering af bis(2,2,6,6-tetrametyl-4-piperidinyl)sebacat.

Det er i den anvendte modelbetragtning vurderet, at drænvand fra boldbaner med kunstgræsbelægning vil kunne afgives på 3 forskellige måder:

Drænvandet kan sive ned gennem den underliggende jord med mulig forurening af grundvandet til følge.
Drænvandet kan afledes via kloak med mulig forhøjet belastning af tilløb til renseanlæg med miljøskadelige stoffer.
Drænvand vil ved større regnskyl kunne afledes til nærliggende vandløb. Endvidere vil overskudsvand fra kloak ved kraftige regnskyl kunne udledes til vandmiljøet.

Det er ikke muligt at foretage en komplet miljøvurdering af alle 3 scenarier inden for nærværende projekts rammer. Derfor er det valgt at vurdere afledning af overskudsdrænvand til et nærliggende vandløb efter TGDs standardmodeller, hvilket også er benyttet i en norsk miljøvurdering (T. Källquist, 2005).

Samtidig vurderes det mulige bidrag til drikkevandsforurening ud fra drænvandets koncentrationer af miljø og sundhedsskadelige stoffer, og der foretages et skøn med hensyn til, om der kan være forhøjet belastning af miljøskadelige stoffer i drænvand, der afledes til kloak.

8.1 Zink og salte heraf

Zink, CAS-nr. 7440-66-6, er klassificeret med:

N;R50/53: Meget giftig for organismer, der lever i vand/Kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet.

Udvaskning af zink vil forekomme som zinkioner - sandsynligvis som en zinkkloridopløsning, især i vinterperioden.

Da den økotoksikologiske virkning af zink skyldes de opløste zinkioner, findes sådanne data ikke i IUCLID datasættet for metallet zink (IUCLID dataset zink), og det er derfor valgt at finde økotoksikologiske data for zinkklorid, CAS-nr. 7646-85-7.

8.1.1 Økotoksikologiske data

I Tabel 8.1 er vist økotoksikologiske data for fisk, hvirvelløse dyr og alger.

Tabel 8.1 Økotoksikologiske data for opløst zink

Organisme	Værdi (koncentration som zink)	Referencer
Fisk (Brachydanio rerio)	LC₅₀, 96 timer = 18,2 mg/l	(IUCLID dataset zinkklorid)
Hvirvelløse dyr (Daphnia magna)	EC₅₀, 72 timer = 0,073-0,39 mg/l	(IUCLID dataset zinkklorid)
Alger (Selenastrum apricornutum)	NOEC (EC₂₀) 96 timer = 0,05 mg/l	(IUCLID dataset zinkklorid)
Alger (Navicula incerta)	EC₅₀, 96 timer = 10 mg/l , EC₁₀, 96 timer = 1 mg/l	IUCLID dataset zinkklorid)

Opløseligheden af zinkklorid meget høj med en opløselighed på 4.320 g/l ved 25 °C.

Bioakkumulationsfaktoren for opløst zink i alger angives op til ca. BCF = 10.000, mens akkumulation i de fleste bløddyr er op til 500, bortset fra bløddyr, som lever i sediment, fx krabber med BCF op til 10.000 og østers op til 15.000 (IUCLID dataset zink).

For fisk er bioakkumulationen af opløst zink < 500 (IUCLID dataset zink).

8.1.2 Estimering af 0-effektniveau

NOEC-værdien for alger giver med en vurderingsfaktor på 100 et mindste-effektniveau på PNEC = 0,5 µg/l.

I den norske miljøundersøgelse (T. Källquist, 2005) er benyttet PNEC_vand = 3,1 µg/l ud fra et bedre datagrundlag i udkast til EU-risikovurdering af miljøeffekter for zink, hvorfor denne værdi benyttes til miljøvurderingen.

8.2 6PPD

6PPD 1,4-Benzendiamin, N-(1,3-dimethylbutyl)-N'-phenyl-, CAS-nr. 793-24-8, har en vejledende klassificering med:

N;R50/53: Meget giftig for organismer, der lever i vand/Kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet.

8.2.1 Økotoksikologiske data

I Tabel 8.2 er vist økotoksikologiske data for fisk, hvirvelløse dyr og alger.

Tabel 8.2 Økotoksikologiske data for 6PPD

Organisme	Værdi	Referencer
Fisk (Lepomis macrochirus)	LC₅₀, 96 timer = 0,4 mg/l	(IUCLID dataset 6PPD)
Fisk (Salmo gairdneri)	LC₅₀, 96 timer = 0,14 mg/l	(IUCLID dataset 6PPD)
Fisk (Primephales promelas)	LC₅₀, 96 timer = 0,15 mg/l	(IUCLID dataset 6PPD)
Hvirvelløse dyr (Daphnia magna)	EC₅₀, 48 timer = 0,51-0,82 mg/l NOEC = 0,25 mg/l	(IUCLID dataset 6PPD)
Alger (Selenastrum capricornutum)	EC₅₀, 96 timer = 0,6 mg/l	(IUCLID dataset 6PPD)

Fordelingskoefficienten mellem oktanol og vand er log K_ow = 5,4 (IUCLID dataset 6PPD), hvorfor der kan forventes bioakkumulation (risiko ved log K_ow = 3).

Stoffet er ikke nedbrydeligt ud fra bionedbrydelighedstest. En aerob bionedbrydelighedstest med aktiveret slam gav således 7,2 % nedbrydning efter 32 dage og en aerob test med husholdningsslam 13-40 % over 28 dage.

I forbindelse med bionedbrydelighedstest er angivet en EC₅₀ for aktiveret slam til 450 mg/l ved 3 timers eksponering (IUCLID dataset 6PPD).

Kronisk toksicitet

Der er ikke fundet data for langtidsforsøg.

8.2.2 Estimering af 0-effektniveau

Data for korttidseksponering viser, at stoffet er mere giftigt for fisk med LC₅₀ = 0,14 mod 0,5-0,6 mg/l for hvirvelløse dyr og alger. Da der ikke er fundet data for langtidsforsøg, men for korttidsforsøg for de 3 trofiske niveauer, benyttes i henhold til TGD en vurderingsfaktor på 1.000 og LC₅₀ = 0,14 mg/l. Herved kan estimeres PNEC = 0,14 µg/l.

8.3 Dicyclohexylamin

Dicyclohexylamin, CAS-nr. 101-83-7, har en vejledende klassificering med:

N;R50/53: Meget giftig for organismer, der lever i vand/Kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet.

8.3.1 Økotoksikologiske data

I Tabel 8.3 er vist økotoksikologiske data for fisk og alger.

Tabel 8.3 Økotoksikologiske data for dicyclohexylamin

Organisme	Værdi	Referencer
Fisk (Brachydanio rerio)	LC₅₀, 96 timer = 62 mg/l	(IUCLID dataset dicyclohexylamin)
Alger (Scenedesmus subspicatus)	EbC ₅₀ 72 timer = 0,38 mg/l EbC ₁₀ 72 timer = 0,02 mg/l (algeinhibitionstest for biomasseproduktion)	(IUCLID dataset dicyclohexylamin)
Alger (Scenedesmus subspicatus)	ErC ₁₀ 72 timer > 0,063 og < 0,125 mg/l (vækstrateforsøg) NOEC = 0,016 mg/l	(IUCLID dataset dicyclohexylamin)

Fordelingskoeeficient oktanol-vand log K_ow = 3,5 (IUCLID dataset dicyclohexylamin).

Vandopløseligheden er 800 mg/l, 25 °C.

Stoffet er nemt nedbrydeligt ud fra bionedbrydelighedstest. Aerobe bionedbrydelighedstest med husholdningsslam gav således > 90 % nedbrydning efter 20 dage ved en koncentration på 0,8 mg/l, og test i aktiveret slam gav 76,9 % nedbrydning efter 14 dage ved en stofkoncentration på 100 mg/l (IUCLID dataset dicyclohexylamin).

Kronisk toksicitet

Der findes kun data for vækstforsøg med alger.

8.3.2 Estimering af 0-effektniveau

Data for økotoksicitet er mangelfulde, da der ikke er data for hvirvelløse dyr.

Fra vækstforsøget i tabellen på Scenedesmus subspicatus-alger blev angivet en NOEC = 0,016 mg/l med en LOEC på 0,031 mg/l, som kan benyttes til vurdering af kronisk effekt på alger i henhold til TGD.

Da der ikke findes data for hvirvelløse dyr, kan der ikke umiddelbart estimeres en PNEC.

For at supplere datagrundlaget ses på det beslægtede stof cyclohexylamin.

Tabel 8.4 Økotoksikologiske data for cyclohexylamin

Organisme	Værdi	Referencer
Fisk (Leucismus idus)	LC₅₀, 48 timer = 58 mg/l	(IUCLID dataset cyclohexylamin)
Hvirvelløse dyr (Daphnia magna)	EC₅₀, 24 timer = 49-80 mg/l
Alger (Microcystis aeruginosa)	Toxicity threshold = 0,02 mg/l (8 dages vækstforsøg)	(IUCLID dataset cyclohexylamin)
Alger (Scenedesmus quadricauda)	Toxicity threshold = 0,51 mg/l (8 dages vækstforsøg)	(IUCLID dataset cyclohexylamin)
Alger (Selenastrum apricornutum)	EC₅₀, 96 timer = 20 mg/l	(IUCLID dataset cyclohexylamin)

Stoffet viser korttidseffekter med LC₅₀ for fisk på samme niveau som dicyclohexylamin. Korttidseffekter for hvirvelløse dyr er på niveau med data for fisk, og data for alger tyder på nogenlunde samme giftighed for de to stoffer.

Som et estimat på 0-effektniveauet PNEC for begge stoffer benyttes den laveste værdi for vækstforsøgene på alger og en vurderingsfaktor på 100, svarende til PNEC = 0,2 ug/l.

Da korttidseffekter for fisk og hvirvelløse dyr ligger på ca. 50 mg/l, vil 0-effektniveauet for disse trofiske niveauer forventes en faktor 1.000 under LC/EC₅₀, svarende til 50 ug/l. Den estimerede PNEC giver derfor tilstrækkelig beskyttelse for fisk og alger.

8.4 Diisobutylftalat

Diisobutylftalat, CAS-nr. 84-69-5, har en vejledende klassificering med:

N;R50/53: Meget giftig for organismer, der lever i vand/Kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet.

8.4.1 Økotoksikologiske data

I Tabel 8.5 er vist økotoksikologiske data for fisk, hvirvelløse dyr og alger.

Tabel 8.5 Økotoksikologiske data for diisobutylftalat

Organisme	Værdi	Referencer
Fisk (Primaphales promelas)	LC₅₀, 96 timer = 0,73 mg/l	(IUCLID dataset DIBP)
Hvirvelløse dyr (Daphnia magma)	EC₅₀, 24 timer = 7,4 mg/l	(IUCLID dataset DIBP)
Hvirvelløse dyr (Daphnia magma)	21 dages forsøg: LOEC = 3 mg/l, NOEC = 1 mg/l	(IUCLID dataset DIBP)
Hvirvelløse dyr (Nitogra spinipes)	EC₅₀, 48 timer = 3 mg/l	IUCLID dataset DIBP)
Alger (Scenedesmus subspicatus)	EC₅₀, 72 timer = 1 mg/l NOEC = 0,19 mg/l	(IUCLID dataset DIBP)

Fordelingskoeeficient oktanol-vand log K_ow= 4,11 (IUCLID dataset DIBP), hvorfor der kan forventes bioakkumulation (risiko ved log K_ow = 3). Bioakkumulationsfaktorer for cyprinus carpio er ud fra modelberegninger angivet til 780.

Stoffet er let nedbrydeligt ud fra bionedbrydelighedstest. 2 aerobe bionedbrydelighedstest med husholdningsslam gav henholdsvis 79 og 94 % nedbrydning efter 28 dage (IUCLID dataset DIBP).

Kronisk toksicitet

For Daphnia magna er fundet NOEC = 1 mg/l i forsøg over 21 dage med LOEC = 3 mg/l (IUCLID dataset DIBP).

8.4.2 Estimering af 0-effektniveau

Alger er næsten 7,4 gange mere følsomme end hvirvelløse dyr, da EC₅₀, 72 timer alger = 1 mg/l mod EC₅₀, 24imer daphnia magma, hvorfor PNEC_v i henhold til TGDs standardvurderingsfaktorer estimeres fra den laveste korttidsværdi for alger til PNEC = 1µg/l ved at benytte en vurderingsfaktor på 1.000.

8.5 Nonylphenol

Nonylphenol, CAS-nr. 25154-52-3, er klassificeret med:

N;R50/53: Meget giftig for organismer, der lever i vand/Kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet.

8.5.1 Økotoksikologiske data

I Tabel 8.6 er vist økotoksikologiske data for fisk, hvirvelløse dyr og alger.

Tabel 8.6 Økotoksikologiske data for nonylphenol

Organisme	Værdi	Referencer
Fisk (Primaphales promelas)	LC₅₀, 96 timer = 0,128 mg/l	(Rar nonylphenol)
Hvirvelløse dyr (Daphnia Magma)	EC₅₀, 48 timer = 0,085 mg/l	(Rar nonylphenol)
Alger (Scenedesmus subspicatus)	EC₅₀, 72 timer = 0,0653 mg/l	(Rar nonylphenol)

Fordelingskoeeficient oktanol-vand log K_ow= 4,48 (Rar nonylphenol), hvorfor der kan forventes bioakkumulation (risiko ved over log K_ow = 3). Bioakkumulationsfaktoren er i referencen angivet til 1280.

Stoffet er ikke let nedbrydeligt ud fra bionedbrydelighedstest. 2 aerobe bionedbrydelighedstests med husholdningsslam gav henholdsvis 10 og 19 % nedbrydning efter 10 dage, samt 53 og 62 % nedbrydning efter 28 dage (Rar nonylphenol).

Kronisk toksicitet

For fisk og ligeledes hvirvelløse dyr er NOEC fra langtidsforsøg angivet til mellem 1 og 10 µg/l, mens NOEC-værdien for alger er baseret på en EC₁₀-værdi og sat til 3,3 µg/l (Rar nonylphenol).

8.5.2 Estimering af 0-effektniveau

Den estimerede 0-effekt-koncentration for organismer, der lever i vand, PNEC_v, er beregnet til 0,33 µg/l ved at benytte en vurderingsfaktor på 10 (Rar nonylphenol).

8.6 2,4-di-tert-butylphenol

2,4-di-tert-butylphenol, CAS-nr. 96-76-4, er vejledende klassificeret med:

N;R51/53: Giftig for organismer, der lever i vand/Kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet.

8.6.1 Økotoksikologiske data

I Tabel 8.7 er vist økotoksikologiske data for fisk, hvirvelløse dyr og alger.

Tabel 8.7 Økotoksikologiske data for 2,4 di-tert-butylphenol

Organisme	Værdi	Referencer
Fisk (Leuciscus idus)	LC₅₀, 48 timer = 1,8 mg/l	(IUCLID dataset 2,4-di-tert-butylphenol)

Fordelingskoeeficient oktanol-vand log K_ow= 5,13 (IUCLID dataset 2,4-di-tert-butylphenol), hvorfor der kan forventes bioakkumulation.

Vandopløseligheden er 12 mg/l, 20 °C.

Stoffet er ikke let nedbrydeligt ud fra bionedbrydelighedstest. En aerob bionedbrydelighedstest med aktiveret slam og koncentration af stoffet på 34,5 mg/l viste 2 % nedbrydning efter 28 dage (IUCLID dataset 2,4-di-tert-butylphenol).

Kronisk toksicitet

Der findes ingen data for langtidsforsøg.

8.6.2 Estimering af 0-effektniveau

Da der kun er fundet data for fisk, kan der ikke umiddelbart estimeres en PNEC.

Der er derfor søgt data på beslægtede stoffer.

I Tabel 8.8 er vist data for det beslægtede stof 2,6-di-tert-butylphenol, CAS-nr. 128-39-2.

Tabel 8.8 Økotoksikologiske data for 2,6 di-tert-butylphenol

Organisme	Værdi	Referencer
Hvirvelløse dyr (Daphnia magma)	EC₅₀, 48 timer = 0,45 mg/l	(IUCLID dataset 2,6-di-tert-butylphenol)
Hvirvelløse dyr (Gammarus fasciatus)	EC₅₀, 48 timer = 0,6 mg/l	(IUCLID dataset 2,6-di-tert-butylphenol)

I Tabel 8.9 er vist data for phenol, CAS-nr. 108-95-2.

Tabel 8.9 Økotoksikologiske data for phenol

Organisme	Værdi	Referencer
Fisk (Leuciscus idus)	LC₅₀, 48 timer = 14 mg/l	(rar phenol)
Fisk (larver cirrhina mrigala)	NOEC = 77-94 µg/l	(rar phenol)
Hvirvelløse dyr (Daphnia magma)	EC₅₀, 48 timer = 4,2-13 mg/l	(rar phenol)
Alger (Selenastrum apricornitum)	EC₅₀, 96 timer = 37-84 mg/l	(rar phenol)

For phenol er angivet en PNEC 7,7 ug/l ud fra langtidseffekter over for fiskeyngel.

Det ses, at 2,4-di-tert-butylphenol og det beslægtede stof 2,6-di-tert-butylphenol i korttidsforsøg har næsten 10 gange lavere værdier af LC₅₀ for fisk af samme art (leuciscus idus) og EC₅₀ for hvirvelløse dyr af samme art (daphnia magna) end phenol. Dette kan tyde på et 0-effektniveau, som måske er lavere end for phenol. Det antages, at alger, som for phenol, er de mindst følsomme organismer for stoffet 2,4-di-tert-butylphenol og det beslægtede stof 2,6-di-tert-butylphenol. I så fald kan 0-effektniveauet estimeres til PNEC = 0,45/1000 = 0,45 ug/l ud fra den laveste korttidseffekt og en vurderingsfaktor på 1000.

8.7 Diethylftalat

Data for PNEC for diethylphathalat, CAS-nr. 884-66-2, er i det følgende revurderet i henhold til vurdering foretaget i en norsk undersøgelse af miljøeffekter fra kunstgræsbaner (T. Källquist, 2005).

8.7.1 Økotoksikologiske data

Der er fundet følgende økotoksikologiske data:

Organisme	Værdi	Referencer
Fisk (Primaphales promelas)	LC₅₀, 96 timer = 17 mg/l	(IUCLID dataset DEP)
Fisk (Salmo gairdneri)	LC₅₀, 96 timer = 12 mg/l	(IUCLID dataset DEP)
Hvirvelløse dyr (Daphnia magma)	EC₅₀, 48 timer = 36-54 mg/l NOEC= 10 mg/l (korttids) 21 dages forsøg: NOEC = 13 mg/l	IUCLID dataset DEP)
Hvirvelløse dyr (Musidopsis bahia)	EC₅₀, 24 timer = 5,3 mg/l NOEC =5,3 mg/l	IUCLID dataset DEP)
Alger (Scenedesmus subspicatus)	EC₅₀, 72 timer = 23 mg/l EC₁₀, 72 timer = 9 mg/l	(IUCLID dataset DEP)

8.7.2 Estimering af 0-effektniveau

Data tyder på, at fisk i korttidsforsøg er 3-4 gange mere følsomme end hvirvelløse dyr og en faktor 2 mere følsomme end alger. Man kan derfor ikke benytte NOEC fra langtidsforsøget for hvirvelløse dyr, men bør benytte den laveste korttidseffekt LC₅₀ for fisk = 12 mg/l, hvorved estimeres et 0-effektniveau PNEC = 12 µg/l.

(Der var i den norske undersøgelse estimeret en PNEC = 900 ug/l ud fra NOEC = EC₁₀ for alger på 9 mg/l og en vurderingsfaktor på 10).

8.8 Bis(2,2,6,6-tetramethyl-4-piperidyl)sebacat

Data for PNEC for Bis(2,2,6,6-tetramethyl-4-piperidyl)sebacat, CAS-nr. 52829-07-9, er i det følgende vurderet på basis af oplysninger i leverandørbrugsanvisning (Brugsanvisning Lowilite 77). Stoffet er en polymerstabilisator, som er fundet i meget høje koncentrationer i væske fra udvaskningsforsøg fra test af et kunstgræsprodukt.

8.8.1 Økotoksikologiske data

Der er fundet følgende økotoksikologiske data:

Organisme	Værdi	Referencer
Fisk	LC₅₀, 96 timer = 4,4 mg/l	(Brugsanvisning Lowilite 77)
Hvirvelløse dyr (Daphnia magma)	EC₅₀, 24 timer = 17 mg/l	(Brugsanvisning Lowilite 77)
Alger	EC₅₀, 72 timer = 1,9 mg/l	(Brugsanvisning Lowilite 77)

Fordelingskoeeficient oktanol-vand log K_ow= 0,35 (Brugsanvisning Lowilite 77).

8.8.2 Estimering af 0-effektniveau

Der findes kun korttidsdata, hvoraf alger er den mest følsomme organisme. Heraf kan estimeres et 0-effektniveau PNEC = 1,9/1000 = 1,9 µg/l med en vurderingsfaktor på 1.000.

8.9 Estimering af effekt af udledte stoffer

8.9.1 Udledte stofmængder i drænvand

I det følgende beregnes mængden af stoffer fra gummigranulat og kunstgræsmåtte i drænvand over et år under forudsætning af, at de fundne koncentrationer fra udvaskningsforsøg er ligevægtskoncentrationer, som ikke falder med tiden.

Der er benyttet et areal af en boldbane på 8000 m² og nedbørsmængder på 702 mm/år ud fra DMIs statistik 1966-1990 for Østjylland.

Mængden af kunstgræsmåtte er beregnet til 24 tons ud fra en gennemsnitsvægt af modtagne prøver på 3 kg/m², mens vægten af gummigranulat er sat til 100 tons pr. bane ud fra oplysninger under kortlægningen.

Mængden af nedbør svarer til et forhold mellem væske og infill på 0,15:1 for et døgn samt for kunstgræs et forhold på 0,64:1 for et døgn. Dette er meget mindre pr. døgn end for udvaskningsforsøget.

Tabel 8.10 Worst case-estimat af udledte mængder af stoffer fra en boldbane med elastisk fyldmateriale pr. år

Stof	Stofindhold i drænvand g/år	Maksimalt indhold i produkt ud fra DCM- ekstraktion og ICP (ug/g)	Indhold i produkt pr. bane (g)	% stof i drænvand i forhold til indhold
Zn	12.917	17.000	1.700.000	0,76
Dibutylftalat (DBP)	999,6	50	5.000	20
Diisobutylftalat (DIBP)	550.4	175	17.500	3
Diethylhexylftalat (DEHP)	640	60	6.000	10,7

Tabellen viser, at mindre end 1 % af zinkindholdet og op til 20 % af ftalatindholdet udvaskes over et år, hvis det antages, at udvaskningen foregår med samme effektivitet over et år som over 24 timer. Det er som nævnt i analyseafsnittet vurderet, at stofkoncentrationerne i kontaktvand er maksimale koncentrationer, der sandsynligvis er noget højere end de koncentrationer, som vil opnås i drænvand fra en boldbane. Endvidere er det sandsynligt, at drænvandskoncentrationerne af ftalater vil falde med tiden, såfremt infill forbliver intakt over tid. Nærmere undersøgelser er imidlertid nødvendige for at bekræfte dette.

Tabel 8.11 Worst case-estimat af udledte mængder fra en boldbane fra kunstgræs pr. år

Stof	Stofindhold i drænvand g/år	Maksimalt indhold i produkt ud fra DCM ekstraktion (ug/g)	Indhold i produkt pr. bane (g)	% stof i drænvand i forhold til indhold
Diethylhexylftalat (DEHP)	1028	104	2496	41
Nonylphenol	2157	57	1368	158

Tabellen viser, at en stor del af ftalatindholdet og 158 % af nonylphenolen udvaskes over et år, hvis det antages, at udvaskningen foregår med samme effektivitet over et år som over 24 timer. Det er som nævnt i analyseafsnittet vurderet, at stofkoncentrationerne i kontaktvand er maksimale koncentrationer, der sandsynligvis er noget højere end de koncentrationer, som vil opnås i drænvand fra en boldbane. Endvidere er det sandsynligt, at drænvandskoncentrationerne af ftalater og nonylphenoler vil falde med tiden, såfremt infill forbliver intakt over tid. Nærmere undersøgelser er imidlertid nødvendige for at bekræfte dette.

8.9.2 Udledning af afdræningsvand til vandløb

I den følgende modelberegning undersøges effekten af udledning af udvalgte stoffer til eventuelle vandløb nær fodboldbaner (lokale effekter). Dette vil især være relevant under større regnskyl, hvor banens dræn ikke kan modtage al regnvand. Beregningen er udført med samme forudsætninger som i den norske undersøgelse (T. Källquist, 2005).

Det er således forudsat, at koncentrationen i vandet fra udvaskning i forholdet 10 dele vand til en del prøve svarer til koncentrationen i afdræningsvandet. Afdræningsvandets koncentration C_eff antages at blive fortyndet 10 gange (f) ved tilledning til grøft/mindre vandløb som angivet default i TGD (Technical Guidance Document, 2003).

Koncentrationen i vandfasen kan beregnes til:

PEC_vand= C_eff /((1+Kp_susp x SUSP_vand x 10^-6)*f)

hvor Kp_susp er fordelingskoeeficenten mellem faststof og vand beregnet fra K_OC med et indhold af organisk stof i suspenderet materiale sat til default-værdien c _org,susp= 10 %.

Således er Kp_susp= 0,1* K_OC.

SUSP_vand er koncentrationen af suspenderet materiale (mg/l) –værdien sættes til default-værdien 15 mg/l.

Fortyndingsfaktoren f = 10.

K_oc beregnes ud fra K_ow ud fra QSAR-modellen for ikke-hydrofobe organiske stoffer i TGD.

Således er log K_OC = 0,81*log K_OW + 0,1.

PEC_sediment =K_susp-vand/RHO_suspxPEC_vand*1000 hvor

den volumenbaserede fordelingskoefficient af suspenderet materiale i forhold til vand K_susp-vand (m³/m³) beregnes med modelværktøjet EUSES 2.0 med input af K_OC og den valgte QSAR-model (EUSES 2.0).

0-effektværdien for sediment beregnes ud fra 0-effektværdien for vand med følgende udtryk:

PNEC_sediment = K_susp-vand/RHO_suspxPNEC_vand*1000.

Endelig beregnes forholdene PEC_vand/PNEC_vand, samt PEC_sediment/PNEC_sediment

(sikkerhedsmarginer) til at vurdere, om der er en mulig lokal miljøeffekt ved udledning af de undersøgte stoffer.

I Tabel 8.12 er vist en worst case-beregning af miljøeffekten ved udledning af drænvand stammende fra elastisk fyldmateriale til et nærliggende vandløb, idet det antages, at afdræningsvandets koncentrationer af stoffer svarer til de fundne koncentrationer i kontaktvand.

Tabel 8.12 beregning af udledning af udvaskede stoffer fra infill til vandløb

Stof	CAS-nr.	C _eff	log K_OW	K_OC	c _{org, susp} %	Kp_susp	PEC vand
		Max konc. ug/l					ug/l
Zn		2300				110000	86,8
Diethylftalat (DEP)	84-66-2	146	2,65	176	10	18	14,6
Dibutylftalat (DBP)	84-74-2	178	4,57	6334	10	633	17,6
Benzylbutylftalat (BBP)	0	43	4,84	10481	10	1048	4,2
Diisobutylftalat (DIBP)	84-69-5	98	4,11	2686	10	269	9,8
Diethylhexylftalat (DEHP)	117-81-7	114	7,6	1803018	10	180302	3,1
Cyclohexanamin, N-cyclohexyl-	101-83-7	1167	3,5	861	10	86	116,5
Phenol, 2,4-bis(1,1-dimethylethyl)-	96-76-4	250	5,13	18001	10	1800	24,3
Cyclohexanamin	108-91-8	1610	1,49	20	10	2	161,0
6PPD (baseret på omdannelsesprodukter)	793-24-8	687	5,4	29785	10	2979	66,0

Tabel 8.12 beregning af udledning af udvaskede stoffer fra elastisk fyldmateriale til vandløb, fortsat

Stof	PEC _vand	K _{susp_vand}	RHO _susp	PEC_sediment	PNEC_vand	PNEC_sediment	PEC/PNEC (vand)	PEC/PNEC (sediment)
	ug/l	m³/m³		ug/kg	ug/l	ug/l
Zn	0	27501	1150	2075547	3,1	8000	28,0	259,4
Diethylftalat (DEP)	84-66-2	5,5	1150	70	12	57,4	1,2	1,2
Dibutylftalat (DBP)	84-74-2	159	1150	2438	10	1382,6	1,8	1,8
Benzylbutylftalat (BBP)	0	315	1150	1160	7,5	2054	0,6	0,6
Diisobutylftalat (DIBP)	84-69-5	68	1150	577	1	59,1	9,8	9,8
Diethylhexylftalat (DEHP)	117-81-7	54000	1150	144500	0	100000	0,0	1,4
Cyclohexanamin, N-cyclohexyl-	101-83-7	22,4	1150	2270	0,16	3,1	728,4	728,4
Phenol, 2,4-bis(1,1-dimethylethyl)-	96-76-4	451	1150	9547	2	784,3	12,2	12,2
Cyclohexanamin	108-91-8	1,41	1150	197	0,16	0,2	1006,2	1006,2
6PPD (baseret på omdannelsesprodukter)	793-24-8	746	1150	42659	0,14	90,8	470	470

Som beskrevet i 8.9.1, er de fundne koncentrationer i kontaktvand worst case, idet koncentrationen af udvaskede stoffer må forventes at falde med tiden, ligesom den benyttede udvaskningsmetode skønnes at være mere effektiv med større væske-faststofkontakt end den reelle situation på en boldbane.

Det skal her bemærkes, at en test i lysimeter formentlig underestimerer udvaskningen, da den fysiske påvirkning fra spillerne på en våd boldbane (under regnvejrsforhold) bør øge væske-faststofkontakten i forhold til et lysimeter, hvor der er ikke er en mekanisk påvirkning af banen fra fodboldspillerne.

Tabel 8.12 viser, under forudsætning af en udvaskning fra elastisk infill under brug på en boldbane svarende til resultaterne fra udvaskningstesten, en effekt på nærliggende vandløb fra zink på niveau med resultaterne i den norske undersøgelse. Ftalater kan ligeledes medføre miljøeffekter med koncentrationsniveauer i vandløb i størrelsen 10 gange over 0-effektniveauet. Tilsvarende koncentrationsniveauer ses for phenol, 2,4-bis(1,1-dimethylethyl)-.

Aminforbindelserne ser ud til at kunne medføre væsentlige effekter med koncentrationer i vandmiljøet på omkring 1.000 gange over 0-effektniveauet.

6PPD-koncentrationen er baseret på en usikker bestemmelse af omdannelsesprodukter, men beregningen indikerer, at koncentrationen i vandmiljøet kan være over 0-effektniveauet.

I Tabel 8.13 og er vist en worst-case beregning af miljøeffekten ved udledning af drænvand stammende fra kunstgræs til et nærliggende vandløb.

Tabel 8.13 beregning af udledning af udvaskede stoffer fra kunstgræs til vandløb.

Stof	CAS-nr.	C _eff	log K_OW	K_OC	c _{org, susp} %	Kp_susp	PEC vand
		ug/l					ug/l
Diethylftalat (DEP)	84-66-2	302	2,65	176	10	18	30,2
Dibutylftalat (DBP)	84-74-2	155	4,57	6334	10	633	15,4
Benzylbutylftalat (BBP)	85-68-7	42	4,84	10481	10	1048	4,1
Diisobutylftalat (DIBP)	84-69-5	112	4,11	2686	10	269	11,2
Dicyclohexylftalat (DCHP)	84-61-7	82	5,6	43251	10	4325	7,7
Sum øvrige ftalater (ikke DEHP)
Diethylhexylftalat (DEHP)	117-81-7	183	7,6	1803018	10	180302	4,9
Nonylphenol	84852-15-3	384	4,48	5355	10	536	38,1
(bis-(2,2,6,6-tetramethyl-4-piperidinyl)sebacat (kunst græs nr. 7)	52829-07-9	353000	0,35	2	10	0	35300
(bis-(2,2,6,6-tetramethyl-4-piperidinyl)sebacat (kunstgræs nr. 4)	52829-07-9	183	0,35	2	10	0	18,3

De angivne koncentrationer i drænvand C _eff fra kunstgræs er baseret på koncentrationerne fra udvaskningsforsøgene på kunstgræs nr. 4

Tabel 8.13 beregning af udledning af udvaskede stoffer fra kunstgræs til vandløb, fortsat

Stof	PEC _vand	K _{susp_vand}	RHO _susp	PEC_sediment	PNEC_vand	PNEC_sediment	PEC/PNEC (vand)	PEC/PNEC (sediment)
	ug/l	m³/m³		ug/kg	ug/l	ug/l
Diethylftalat (DEP)	30,2	5,5	1150	144	12	57	2,5	2,52
Dibutylftalat (DBP)	15,4	159	1150	2123	10	1383	1,5	1,5
Benzylbutylftalat (BBP)	4,1	315	1150	1133	7,5	2054	0,6	0,6
Diisobutylftalat (DIBP)	11,2	68	1150	660	1	59	11,2	11,2
Dicyclohexylftalat (DCHP)	7,7	1080	1150	7232
Sum øvrige ftalater (ikke DEHP)							15,8	15,8
Diethylhexylftalat (DEHP)	4,9	54000	1150	231961	0	100000	Ikke kendt	2,3
Nonylphenol	38,1	135	1150	4472	0,33	39	115	115
(Bis-(2,2,6,6-tetramethyl-4-piperidinyl)sebacat (kunstgræs nr. 7)	35300	0,961	1150	29498	2	1,6	18579	18579
(Bis-(2,2,6,6-tetramethyl-4-piperidinyl)sebacat (kunstgræs nr. 4)	18,3	0,961	1150	15	2	1,6	9,6	0,961

Som beskrevet i 8.9.1, er de fundne forhold worst case, idet udvaskede stofkoncentrationer må forventes at falde med tiden, ligesom den benyttede udvaskningsmetode som tidligere nævnt skønnes at være mere effektiv med større væske-faststofkontakt end den reelle situation på en boldbane.

Det skal her igen bemærkes, at en test i lysimeter formentlig underestimerer udvaskningen, da den fysiske påvirkning fra spillerne på en våd boldbane (under regnvejrsforhold) alt andet lige bør øge væske-faststofkontakten i forhold til et lysimeter, hvor der er ikke er en mekanisk påvirkning fra fodboldspillerne.

Tabel 8.13 viser, at der under forudsætning af en udvaskning fra kunstgræs under brug på en boldbane svarende til resultaterne fra udvaskningstesten på kunstgræsmåtter kan være en meget stor effekt på nærliggende vandløb fra nonylphenol, hvor koncentrationen i vand er 115 gange over 0-effektniveauet. Ftalater kan ligeledes medføre miljøeffekter, da summen af koncentration af ftalater i vandfasen er ca. 16 gange over 0-effektniveauet. Stoffet bis(2,2,6,6-tetramethyl-4-piperidinyl)sebacat kan ligeledes medføre miljøeffekter for alle kunstgræstyper med en koncentration i vandfasen på ca. 10 gange over 0-effektniveauet for kunstgræsmåtte nr. 4, og 7 gange over 0-effektniveauet for kunstgræsmåtte nr. 2 (beregnede værdier).

Kunstgræsmåtte nr. 7 giver imidlertid et meget voldsom effekt, hvilket tyder på en kunstgræsmåtte, der er stabiliseret med et uhensigtsmæssigt valgt vandopløseligt kemikalie. Stabilisatoren udvaskes på grund af sin opløselighed i vand i meget høj grad, hvilket fører til en koncentration i vandfasen, der overstiger 0-effektniveauet 18000 gange.

Resultaterne viser, at en række miljøskadelige stoffer kan udvaskes fra både elastisk infill og kunstgræs med en mulig miljømæssig risiko ved evt. overløb af drænvand til nærliggende vandløb, men det vurderes, at der kræves målinger af stofkoncentrationerne under reelle forhold på boldbaner for at kunne vurdere risikoen. Det skyldes en forventning om en væsentlig lavere udvaskning fra boldbaner. Forventningen om lavere udvaskningsværdier er baseret på de tidligere citerede omtalte schweiziske og franske undersøgelser.

Ved sådanne målinger kan man drage nytte af de i denne undersøgelse fundne og vurderede stoffer.

8.9.3 Risiko for drikkevand

Stofkoncentrationerne i kontaktvand er sammenlignet med krav i drikkevandsbekendtgørelsen.

Tabel 8.14 drikkevandskrav og fundne koncentrationer i kontaktvand

Stof	Grænseværdi drikkevand Danmark µg/l	Væske fra udvaskningsforsøg Elastisk fyldmateriale Norge µg/l	Målt i drænvand til kloak fra Sjællandsk boldbane µg/l	Væske fra udvaskningsforsøg Elastisk fyldmateriale Danmark µg/l	Væske fra udvaskningsforsøg Kunstgræs Danmark µg/l
Zn	100	3300	59	600-2300
DEHP	1	5,5	7	14-114	14-183
Sum øvrige ftalater (ikke DEHP)	1	6-16		162-428	614-797
Nonylphenol	20	4,5	1,5	-	384

Det ses, at der potentielt er målt væsentligt højere koncentrationer af ftalater i kontaktvand end de tilladte koncentrationer i drikkevand. En enkelt måling på drænvandet fra en sjællandsk boldbane viser endvidere, at koncentrationen i drænvand kan overstige drikkevandskravene og dermed udgøre en potentiel risiko ved nedsivning af drænvand. Nærværende udvaskningsforsøg er foretaget på nyt infill og kunstgræs, og der haves ingen sammenlignelige målinger på drænvand fra boldbaner med nyanlagte baner. Analyser af drænvand fra kunstgræsbaner er nødvendige for at kunne bedømme den reelle risiko for forurening af grundvand, herunder med undersøgelse af hvorledes stofudvaskningen ændres over tid. Det har ikke været muligt inden for nærværende projekts økonomiske rammer at foretage analyser for drænvand.

8.9.4 Betydning for afledning af drænvand til kloak

Der er i kontaktvandet ved udvaskningsforsøgene fundet høje koncentrationer af ftalater, som vil kunne bidrage til belastningen af rensningsanlæg med ftalater.

Det vurderes, at udvaskningen vil være størst i starten, når en bane udlægges, og at koncentrationen i drænvandet fra banen formentlig er en del lavere end i væsken fra kontaktforsøgene grundet en ringere væske-faststofkontakt.

I (Status, 2003) er koncentrationen af ftalater, som tilføres danske rensningsanlæg, opgjort til ca. 25 µg/l (se Tabel 8.15). Resultaterne fra udvaskning fra infill og kunstgræs viser, at der kan være tale om et ikke-uvæsentligt bidrag fra drænvand fra boldbaner. Betydningen af de udvaskede stoffer for belastningen af rensningsanlæg forventes at være meget afhængigt af lokale forhold.

Tabel 8.15 Ftalater i spildevand til rensningsanlæg

	ug/l (mg/m³) ind	ug/l (mg/m³) ud
BBP	0,99
DEHP	17,7	1,9
DBP	1,19
DEP	4,6
DINP	0,22
DNOP	0,13
SUM	24,83

Det vurderes, at der kræves analyse for ftalater direkte af drænvand fra boldbaner, hvis bidraget af ftalater, der tilføres renseanlæg skal kunne vurderes. I moniteringen bør indgå, hvor hurtigt koncentrationen aftager, fra en ny bane er anlagt.

8.9.5 Konklusion

Der er fundet en række miljøskadelige stoffer i kontaktvandet fra udvaskningsforsøg på infill og kunstgræsmåtter. Ud fra sammenligning med udenlandske lysimeterforsøg forventes udvaskningsforsøgene at have en væsentligt bedre væske-faststofkontakt. Der må derfor forventes en højere udvaskningshastighed, end der opnås ved lysimeterforsøg. Lysimeterforsøgene vurderes at være mere repræsentative for forholdene på en boldbane.

Der er foretaget en worst case-vurdering af effekten på evt. udledning af dræningsvand til vandløb ud fra de danske udvaskningsforsøg.

Her vurderes det, at der kan være mulige miljøeffekter ved forsøg med infill for:

• Zink PEC/PNEC vand = 28

• Ftalater PEC/PNEC vand = ca. 10

• Cyclohexanamin og Cyclohexanamin, N-cyclohexyl- PEC/PNEC vand = ca. 1000

• Phenol 2,4-bis (1,1-dimethylethyl)- PEC/PNEC vand = ca. 10

• Muligvis 6PPD PEC/PNEC vand = ca. 470

Det bemærkes, at forholdet mellem koncentration og 0-effektniveau for aminerne og 6PPD er næsten en faktor 1000.

Ved udvaskning fra kunstgræsmåtter vurderes det, at der kan være mulige miljøeffekter for:

• Ftalater PEC/PNEC vand = ca. 10

• Nonylphenol PEC/PNEC vand = 115

• Samt i et tilfælde stoffet Bis-
(2,2,6,6- tetrametyl-4-piperidinyl) sebacat PEC/PNEC vand = ca. 20000

Det bemærkes, at forholdet mellem koncentration og 0-effektniveau for nonylphenol er over 100 og for Bis-(2,2,6,6- tetrametyl-4-piperidinyl)sebacat næsten 20000.

Det vides ikke, hvor meget udvaskningen sænkes under mere realistiske udvaskningsforhold, som fx lysimeterforsøg, for de undersøgte stoffer, men det vurderes, at man ikke kan afvise, at der kan være en miljømæssig effekt for de stoffer, hvor der er fundet en høj værdi af forholdet mellem koncentration og 0-effektniveau. Om der er en reel miljøeffekt, kræver gennemførelse af lysimeterforsøg eller måling på drænvand fra boldbaner over længere tid (fx et år). Udenlandske resultater tyder nemlig på en aftagende koncentration over tid (fx 1 år). Dog kan man ikke afvise, at der over meget lang tid kan opstå en nedbrydning af gummi, som igen øger udvaskningen (fx 10-20 års horisont).

Tilsvarende kræves gennemførelse af sådanne lysimeterforsøg eller målinger på drænvand fra boldbaner over tid for at kunne vurdere, om der er en risiko for drikkevand. De stoffer, som kan udgøre en mulig risiko ud fra krav i drikkevandsbekendtgørelsen, vurderes at være:

Zink
Ftalater og
Nonylfenoler

idet koncentrationerne i kontaktvandet fra udvaskningsforsøg er i størrelsesordenen 20-800 gange over grænseværdierne for drikkevand. Det skal her bemærkes, at stofferne i forskellig grad vil blive absorberet af sand-/lerlagene, som drænvandet passerer. Således er der ikke konstateret zinkkoncentrationer i perkolat fra udenlandske lysimeterforsøg, som har betydning for drikkevandskvaliteten. Der findes imidlertid ikke data for ftalater og nonylfenoler under sådanne realistiske betingelser.

Vurdering af belastningen af spildevandssystemer kræver ligeledes mere realistiske lysimeterforsøg eller måling på drænvand fra boldbaner over tid.