| Forside | | Indhold | | Forrige |

Danske husholdningers miljøbelastning

Bilag 7
Miljøvurdering af kemiske produkter i husholdningen

Dette kapitel er udarbejdet af Trine Thorup Andersen og Torben Madsen, DHI - Institut for Vand og Miljø i forbindelse med opdateringsprojektet af Familiens Miljøbelastning, som gennemføres af COWI og I/S Økoanalyse og er finansieret af Miljøstyrelsen og Forbrugerinformationen.

7.1 Indledning

Formålet med dette kapitel er at bidrage med en ajourført miljøvurdering af kemiske produkter i husholdningen i forbindelse med opdateringsprojektet af Familiens Miljøbelastning. Det aktuelle projekt tager udgangspunkt i en tidligere vurdering af miljøbelastningen af en families aktiviteter (Miljøstyrelsen 1996), men ny tilgængelig viden om kemiske husholdningsprodukters sammensætning og aktuelle indholdsstoffer har medført behov for en opdateret miljøvurdering af de kemiske husholdningsprodukter. Flere produkter har siden 1996 ændret sammensætning således, at visse miljøskadelige indholdsstoffer er blevet erstattet med mindre miljøbelastende indholdsstoffer. Dertil har der de seneste år været mere detaljerede oplysninger til rådighed om indholdsstoffer, der ofte grupperes under mindre præcise fællesbetegnelser som fx. "anioniske tensider". I afsnit 4.4 beskrives en række modelrecepturer for produkter, der vurderes at have ændret sammensætning siden 1996. I disse modelrecepturer indgår en beskrivelse af indholdsstoffer og koncentrationer i et typisk produkt, idet der dog i flere tilfælde ikke er medtaget stoffer, der er uden indflydelse på miljøvurderingen.

Miljøvurderingen af kemiske produkter i husholdningen er baseret på en kortlægning af produkternes indholdsstoffer og en screening af stoffernes potentielle effekter i vandmiljøet. I forhold til det tidligere projekt er metoden til miljøvurdering tilpasset således, at den er i overensstemmelse med de internationalt accepterede kriterier for miljøfarlighedsvurdering, der normalt anvendes af DHI - Institut for Vand og Miljø. Den anvendte metode er desuden i forlængelse af den metode til miljøvurdering, der aktuelt benyttes i forbindelse med Forbrugerinformationens undersøgelse af håndopvaskemidler.

7.2 Ordforklaring og definitioner

Nedenfor er angivet ordforklaringer og definitioner på en række begreber, som anvendes i forbindelse med miljøvurderingen.

Ved aerob bionedbrydelighed forstås en fuldstændig nedbrydning (mineralisering) af et stof under forhold, hvor der er ilt til stede. Når et stof betegnes som "let bionedbrydeligt", betyder det, at stoffet opfylder kriterier for let bionedbrydelighed i en OECD test (OECD 301A-F). Det indebærer, at der opnås mindst 60% af det teoretiske iltforbrug eller den teoretiske CO₂-produktion eller 70% fjernelse af opløst organisk kulstof (DOC) i løbet af 28 dage. Teoretisk iltforbrug eller CO₂-produktion bestemmes som de værdier, der opnås ved 100% mineralisering af stoffet. Niveauet for let bionedbrydelighed skal være nået senest 10 dage efter, at nedbrydningen overstiger 10%, et såkaldt 10 dages vindue. Ofte anvendes betegnelsen aerob nedbrydelig eller let nedbrydelig, der også omfatter ikke-biologiske processer, herunder omdannelse af uorganiske forbindelser.

Ved anaerob bionedbrydelighed (eller anaerob nedbrydelighed) forstås en fuldstændig nedbrydning af et stof under forhold, hvor der ikke er ilt tilstede. Anaerobe miljøer findes fx. i akvatiske sedimenter (sø- og havbund) og i renseanlæg, hvor der benyttes anaerob behandling af spildevandsslam. Der er endnu ingen internationalt fastlagte kriterier for, hvornår et stof karakteriseres som bionedbrydeligt under anaerobe forhold. I denne rapport betegnes et stof som fuldstændigt, anaerobt bionedbrydeligt, når der opnås >60% af den teoretisk mulige CO₂ + CH₄-produktion i løbet af 60 dage. Den metode, der er beskrevet af ISO (ISO 11734), eller tilsvarende metoder anses for at være anvendelige til undersøgelse af anaerob bionedbrydelighed.

LC50 (Lethal Concentration) og EC50 (Effect Concentration) anvendes til at beskrive et stofs giftighed over for forskellige organismer og angiver den koncentration af stoffet, der medfører en nærmere defineret effekt. LC50 er den koncentration af et stof, hvor halvdelen af en gruppe forsøgsorganismer forventes at dø efter kortvarig, akut eksponering over typisk 96 timer (fisk; OECD 203). EC50 angiver den koncentration, hvor der observeres andre effekter på 50% af forsøgsorganismerne efter en kortvarig, akut eksponering over typisk 72 timer (alger; OECD 201) eller 48 timer (krebsdyr; OECD 202 ell. ISO 14669). Sådanne effekter kan fx. være hæmning af væksten (alger) eller mobiliteten (krebsdyr).

Et stofs bioakkumulerbarhed beskriver stoffets evne til at ophobes i en organisme. I eksperimentelle forsøg bestemmes en biokoncentreringsfaktor (BCF), der angiver forholdet mellem stofkoncentrationen i en organisme og det omgivende miljø. Når der ikke er forsøgsmæssige data, kan bioakku-mulerbarheden i nogle tilfælde estimeres ud fra stoffets oktanol-vand fordelingskoefficient (log K_ow), der udtrykker stoffets opløselighed i olie/fedt i forhold til opløseligheden i vand (OECD 117). Er BCF for et stof >500, eller er log K_ow ³ 4, anses stoffet for at være potentielt bioakkumulerbart.

7.3 Metode til miljøvurdering

Den sammenlignende miljøvurdering af produkterne er foretaget på baggrund af vurderinger af indholdsstoffernes iboende egenskaber. Miljøvurderingen bygger på de principper, der anvendes i de produktvurderinger, som DHI udfører for Forbrugerinformationen. De specifikke kriterier for vurdering af indholdsstoffernes miljøegenskaber er i overensstemmelse med principperne i det globale klassificeringssystem, der er offentliggjort af OECD (OECD 2002). Med udgangspunkt i OECD’s harmoniserede system for klassificering af kemiske stoffer efter deres farlighed over for vandmiljøet tildeles de enkelte stoffer en miljøscore fra 1-5, hvor 1 er bedst (mindst miljøfarlig). Denne rangordning er baseret på de kemiske stoffers bionedbrydelighed, potentielle bioakkumulerbarhed og toksiske effekter over for vandlevende organismer (tabel 7.1). Miljøvurderingen er foretaget for enkeltstoffer, så vidt det har været muligt, eller for grupper af stoffer, hvor ligheder i den kemiske struktur gør det rimeligt at anvende samme vurdering. Indholdsstoffer, der forekommer i produktet i en koncentration ³ 1,0 vægtprocent, medtages generelt i vurderingen. Særligt miljøfarlige stoffer medtages dog, når deres koncentration i produktet ³ 0,1 vægtprocent (dette gælder for kemiske stoffer, der opfylder kriterierne for klassificering og mærkning med anvendelse af symbolet "N").

Tabel 7.1
Scoringssystem for miljøvurdering af indholdsstoffer

Produkternes relative farlighed over for vandmiljøet er bedømt ved at kombinere miljøvurderingen af indholdsstofferne med stoffernes koncentration i produktet (tabel 7.2). Der regnes i denne sammenhæng med den summerede koncentration af produktets indholdsstoffer, der opfylder kriterierne for en given miljøscore, fx. miljøscoren 3; hertil lægges koncentrationen af indholdsstoffer med højere iboende miljøfarlighed, fx. miljøscore 4 og 5 (stoffer, der opnår miljøscoren 4 eller 5, opfylder også kriterierne for miljøscoren 3). Denne beregning fører til en miljøscore for produktet, der er afledt af miljøegenskaberne for de enkelte indholdsstoffer og deres koncentration. Miljøscoren for produktet angives ved anvendelse af en skala fra 1-6, hvor 1 er bedst (mindst miljøfarlig). Da der sjældent er tilgængelige oplysninger om den kemiske sammensætning af parfumeblandinger, udelades parfumer generelt af miljøvurderingen.

Tabel 7.2
Scoringssystem til miljøvurdering af produkter

7.3.1 Bioakkumulerbarhed og bionedbrydelighed

Bioakkumulerbarhed

Stoffernes potentielle bioakkumulerbarhed, der vurderes ud fra BCF eller log K_ow, indgår som parameter i forbindelse med rangordningen af indholdsstofferne (jf. tabel 7.1). Bioakkumulerbarheden vurderes på følgende måde:

1. Data fra eksperimentelle forsøg prioriteres højest. Specielt for tensider vil der normalt kun findes undersøgelser udført med specifikke modelstoffer. Når der ikke foreligger en BCF for de konkrete tensider i de aktuelle produkter, foretages om muligt en estimering af BCF på grundlag af forsøgsmæssigt bestemte BCF-værdier for strukturelt nært beslægtede tensider (eventuelt ved anvendelse af QSAR).
       
2. Når der ikke foreligger BCF-værdier fra eksperimentelle forsøg, anvendes log K_ow (og kriteriet log K_ow ³ 4,0 som udtryk for potentiel bioakkumulerbarhed). Denne tilgang er ikke ideel, men tages i anvendelse, når der ikke findes et bedre grundlag for vurdering af bioakkumulerbarhed som angivet ovenfor. De kemiske egenskaber for tensider betyder, at der ikke kan opnås en troværdig bestemmelse af log K_ow i forsøg. Derfor anvendes en beregnet log K_ow, der udtrykker stoffernes relative hydrofobicitet og dermed deres tendens til bioakkumulering i akvatiske organismer.

Anaerob bionedbrydelighed

I miljøvurderingen indgår også en vurdering af stoffernes biologiske nedbrydelighed under iltfrie (anaerobe) forhold. Når stofferne ikke nedbrydes ved fravær af ilt, vil de fx. kunne ophobes i sedimenter i vandmiljøet, der er overvejende anaerobe. Vurderingen af den anaerobe bionedbrydelighed foretages ud fra resultater i standardiserede screeningstest (ISO 11734) eller på baggrund af mere realistiske undersøgelser af stoffernes nedbrydning i lave koncentrationer. Problemet med screeningstest er, at produktionen af CO₂ og CH₄ bruges som mål for nedbrydningen, hvilket forudsætter at der anvendes en høj koncentration af teststof. Dette medfører, at stoffer, der er giftige for bakterier, enten ikke nedbrydes i testen, eller at nedbrydningen maskeres af teststoffets hæmmende virkning på produktionen af CO₂ og CH₄. Vurderingen af den anaerobe bionedbrydelighed foretages derfor ofte ved anvendelse af resultater fra flere forskellige test og fra kendskabet til den anaerobe nedbrydning af strukturelt beslægtede stoffer. Dette gøres for at undgå, at resultater, der vurderes at være påvirket af metodiske problemer i screeningstesten, ukritisk indgår i bedømmelsen af stoffernes anaerobe bionedbrydelighed.

Produkter, der indeholder en samlet mængde på ³ 2,5 vægtprocent af et eller flere kemiske stoffer, som ikke er fuldstændigt anaerobt nedbrydelige, og hvor EC/LC50 £ 10 mg/l, tildeles en miljøscore, der er et point højere end scoren, der opnås ved sammenkædningen af indholdsstoffernes miljøfareklasser og koncentration i produktet (jf. tabel 7.2).

Problemer med screeningtest for let bionedbrydelighed

I screeningtest for let bionedbrydelighed under aerobe forhold (fx. OECD 301A-F) bestemmes nedbrydningen af det kemiske stof ved målinger af iltforbrug, udviklet CO₂ eller fjernelse af opløst organisk kulstof (DOC). Dette medfører, at der anvendes en høj koncentration af teststoffet til undersøgelse af nedbrydeligheden. Den høje koncentration i disse test kan i nogle tilfælde bevirke, at der opnås et fejlagtigt, negativt resultat på grund af toksiske effekter, eller fordi stoffet ikke er tilgængeligt for mikroorganismerne i testopløsningen. I sådanne tilfælde kan det være nødvendigt at anvende videnskabelige undersøgelser (simuleringstest) som grundlag for vurderingen af stoffets bionedbrydelighed i det akvatiske miljø.

7.4 Modelrecepturer

De angivne modelrecepturer illustrerer forventede typiske produkter inden for de enkelte produkttyper. Modelrecepturerne indeholder ikke nødvendigvis alle ingredienser, men vurderes at indeholde de kemiske stoffer, der er udslaggivende for miljøvurderingen. Imidlertid er parfumestoffer generelt udeladt af vurderingen som følge af manglende oplysninger om sammensætningen af kommercielle parfumeblandinger. Det understreges, at modelrecepturerne er hypotetiske, og enhver lighed med faktiske produkter er tilfældig.

Tabel 7.3
Modelreceptur for colorvaskemiddel til tekstiler (husholdning); kompakt pulver (70 g/vask; 3-4 kg tekstil)

   
Tabel 7.4
Modelreceptur for hvidvaskemiddel til tekstiler (husholdning); kompakt pulver (70 g/vask; 3-4 kg tekstil)

   
Tabel 7.5
Modelreceptur for håndopvaskemiddel (husholdning); 5 g/5 l vand

   
Tabel 7.6
Modelreceptur for universalrengøringsmiddel (husholdning); 5 g/5 l vand

   
Tabel 7.7
Modelreceptur for hårshampoo

   
Tabel 7.8
Modelreceptur for hårbalsam

   
Tabel 7.9
Modelreceptur for flydende håndsæbe

   
Tabel 7.10
Modelreceptur for toiletrens

   
Tabel 7.11
Model receptur for kalkfjerner

   
Tabel 7.12
Modelreceptur for afspændingsmiddel

   
Tabel 7.13
Modelreceptur for maskinopvaskemiddel

7.5 Resultater

Resultatet af miljøvurderingen af typiske sammensætninger af kemiske husholdningsprodukter er angivet i tabel 7.14. Af tabellen fremgår det, hvilke indholdsstoffer (i vægtprocent) der har givet anledning til den opnåede miljøscore for produkter, hvor der ikke er opstillet en modelreceptur.

Tabel 7.14
Miljøscoring af kemiske husholdningsprodukter