Se Her!

Figur 2.1
Trin i udredningsprojektet

Som det fremgår af figur 2.1 er undersøgelsen af modelrenserierne ikke beskrevet i figuren. Det skyldes, at undersøgelsen bidrager til at belyse flere af trinene i udredningsarbejdet. Der henvises i stedet til afsnit 2.1.

2.1 Undersøgelse af to udvalgte modelrenserier

Der er ikke valgt et modelrenseri med en gammel rensemaskine uden kulfilter og kompressorkøling, idet det på forhånd forventes, at renserier i denne hovedgruppe har meget høje emissioner og derfor skal gennemføre en række forbedringer. Målinger inden for denne hovedgruppe er derfor vurderet ikke at bidrage med væsentlige oplysninger, hvorfor det er prioriteret at anvende ressourcerne udelukkende på maskinerne i ovennævnte hovedgrupper.

2.2 Målinger

Der er gennemført målinger i indeklimaet, i de to modelrenserier, ved opsamling på ATD–rør over 14 dage. Målingerne i selve renserilokalet er gennemført som 5 eller 7 x 2 dages målinger. Metoden er valgt dels for at undgå at overbelaste ATD rørene og dels for at kunne sammenligne resultaterne mellem renseri og tilknyttede lejlighed(er) og for at kunne vurdere variationen mellem de 5-7 serier. Under målingerne er renseriejerne blevet bedt om at udfylde et skema for hver dag i måleperioden til registrering af driftsforholdene. Der er desuden foretaget 3 x 1 times emissionsmålinger på afkast.

Der henvises desuden til afsnit 9.6 for en nærmere beskrivelse af målemetoden samt til bilag 2 og 3 for en nærmere beskrivelse af måleresultater m.m.

2.3 Litteratur

Der er foretaget en screening af umiddelbart tilgængelig litteratur på området ud over Miljøprojekt 305 (Miljøstyrelsen, 1995), Miljøvenligt renseri (DRF Miljøkursus) og rapporten fra 4 kommuner med udkast til kommunal miljøregulering af renserier (Gentofte, 2000). Der er bl.a. udleveret diverse artikler af Dansk Renseri Forening samt fundet relevant litteratur på Internettet. Der er løbende henvist til relevant litteratur i rapporten.

2.4 Beregninger

2.4.1 Beregninger af diffusion og konvektion

Transporten af tetrachlorethylen fra renseri til lejlighed kan ske på to forskellige måder ved diffusion eller konvektion. Den mest betydende transport vil være konvektion, dvs. transport med luftstrømme fra renseri til lejlighed igennem utætheder i etageadskillelsen omkring rørgennemføringer og revner og sprækker i f.eks. beton. Derudover vil der være diffusion som følge af koncentrationsforskelle mellem renseri og lejlighed.

Beregning af diffusion gennem etageadskillelser er gennemført med anvendelse af formler for stationær massebalance. Beregning af diffusion og konvektion er gennemført med anvendelse af Miljøstyrelsens JAGG model (Miljøstyrelsen, 1998). JAGG modellen er ikke specielt udviklet til det her anvendte formål, men det er den bedste tilgængelige model til beregning af diffusion og konvektion.

2.4.2 OML-beregninger

Til beregning af B-værdier er anvendt beregningsmodellen OML-point 2.1, som er udviklet af Danmarks Miljøundersøgelser (DMU). OML står for "Operationelle Meteorologiske Luftkvalitetsmodeller". Til forskel fra OML-Multi er OML-point 2.1 en punktkildemodel som anvendes til beregning af enkeltkilder.

Der henvises desuden til afsnit 9.7 for en nærmere beskrivelse af beregningsmetoden.

2.5 Definitioner

Emission

I nærværende rapport er emission defineret som luftformig emission af tetrachlorethylen. Betegnelsen dækker både over den samlede emission af tetrachlorethylen fra renseriet til indeluft og udeluft, inkl. diffusion og konvektion og over emissioner fra forskellige kilder (f.eks. tromleluft og dampning af tøj).

Diffusion

Ved diffusion forstås transport af tetrachlorethylen som følge af koncentrationsforskelle mellem renseri og nabolejlighed. Diffusionen afhænger kun af koncentrationsforskelle.

Konvektion

Ved konvektion forstås transport med luftstrømme fra renseri til nabolejlighed igennem utætheder i etageadskillelse og/eller vægge omkring rørgennemføringer, revner og sprækker i f.eks. beton. Konvektionen til lejlighed over renseri kan være afhængig af temperatur, idet der kan være termisk opdrift. Trykforskelle imellem etagerne vil endvidere have indflydelse på konvektionen.

Etageadskillelse af beton

En etageadskillelse af beton kan være støbt på stedet (in-situ) eller leveret som elementer fra fabrik. Elementer kan evt. adskilles fra in-situ støbt ved, at der er synlige samlinger i f.eks. loftet. Elementer kan være huldæk eller massive. Det kan evt. afgøres ved at se på bygningstegninger eller beskrivelser. Huldæk er typiske for elementer i byggeri efter 1960.

Etageadskillelse af træ og indskudsler

Etageadskillelsen er typisk opbygget med puds/strå, træbjælker og evt. indskudsler imellem bjælkerne. Tykkelsen er typisk 20 - 24 cm.

Vægge i lejlighedsskel

Vægge i beton er typisk massiv beton af en tykkelse på 20 - 24 cm. Vægge i ældre byggeri er typisk massive opbygget i mursten og har en tykkelse på ca. 24 cm.

Rensemaskine i hovedgruppe 1

Betegnelse for den hovedgruppe af rensemaskiner der har kompressorkøling og indbygget kulfilter på luftkredsløbet.

Rensemaskiner i denne hovedgruppe betegnes nogle steder i litteraturen som 4. og 5. generations rensemaskiner. Disse betegnelser stammer formodentlig fra et fabrikat (Böwe). I en rapport fra EU (Jourdan, 1991) og ISO 8230 anvendes betegnelserne "new generation of closed-circuit PERC machines" henholdsvis "closed-circuit dry-cleaning machine". "5. generations maskiner" og "new generation" kan give anledning til misforståelser og anvendes derfor ikke i nærværende rapport (bortset fra et enkelt sted i bilag 1). Betegnelsen "åbne" og "lukkede" maskiner anvendes heller ikke i denne rapport, jf. forklaring under hovedgruppe 3

Rensemaskine i hovedgruppe 2

Betegnelse for den hovedgruppe af rensemaskiner der har kompressorkøling, men ikke har indbygget kulfilter på luftkredsløbet. På alle rensemaskiner i denne hovedgruppe forekommer der ånding, og de har alle et indbygget afkast.

Rensemaskiner i denne hovedgruppe kan ikke umiddelbart sammenlignes entydigt med de betegnelser, der findes nogle steder i litteraturen. Den vurderes dog primært at svare til en "closed-circuit machine", jf. en rapport fra EU (Jourdan, 1991) og ISO 8230.

Rensemaskine i hovedgruppe 3

Betegnelse for den hovedgruppe af rensemaskiner der ikke har kompressorkøling og ikke har indbygget kulfilter på luftkredsløbet. Kølingen foregår i stedet for med vand. På alle rensemaskiner i denne hovedgruppe forekommer der ånding og de har alle et indbygget afkast.

Rensemaskiner i denne hovedgruppe er nogle steder i litteraturen (Miljøstyrelsen, 1995) angivet som åbne maskiner, idet tørreluften sendes ud af rensemaskinen til det fri under den sidste del af tørreprocessen (udluftning/afkøling). I en rapport fra EU (Jourdan, 1991) og ISO 8230 anvendes betegnelsen "open-circuit machine". Betegnelsen "åbne rensemaskiner" kan dog give anledning til misforståelser og anvendes derfor ikke i nærværende rapport.

Ånding fra rensemaskine

Betegnelse for den emission af tetrachlorethylen der sker ved over- og undertryk (trykudligning) i maskinen pga. opvarmning og afkøling. På nogle maskiner er der monteret en kulpatron som åndingen ledes igennem, inden udslip til det fri. Dette kulfilter regenereres ikke. Det forudsættes i projektet, at åndingen ledes til afkast, i det omfang det ikke allerede sker i dag.

Nabolejlighed

Betegnelse for tilstødende lejligheder til renseriet. Det gælder alle lejligheder, der støder op til renseriet med loft, gulv eller vægge.

3 Branchebeskrivelse

3.1 Antal renserier

Ifølge udtræk fra Dansk Renseri Forenings registrering af danske renserier (Dansk Renseri Forening, 2001) var der 274 renserier i Danmark i 2000. Fordelingen på de enkelte landsdele er vist i tabel 3.1.

Tabel 3.1
Danske renserier i 2000 fordelt på landsdele.

Kilde: Oplyst af Dansk Renseri Forening, April 2001

Pr. 5. april 2001 har DRF opgjort antallet til 214 renserier, ekskl. indleveringssteder. Ca. 62 % af renserierne er medlem af Dansk Renseri Forening. Vaskerier med renseriaktiviteter er organiseret i Foreningen af danske Vaskerier. Enkelte af virksomhederne er i begge organisationer.

Hovedparten af renserierne er beliggende i beboelsesejendomme og udgør små virksomheder - som normalt har højest 1 - 2 ansatte ud over mand og/eller kone. DRF vurderer, at antallet af større renserier med mere end 10 ansatte er ca. 5.

For yderligere oplysninger om branchen henvises til branchebeskrivelse for renserier (Amternes Videncenter, 1999) og Miljøprojekt nr. 305 (Miljøstyrelsen, 1995).

Udviklingen i antal momsregistrerede renserier samt branchens årlige omsætning fra 1992 til og med 2000 er vist i tabel 3.2.

Tabel 3.2
Antal momsregistrerede renserier (inkl. indleveringssteder) samt deres omsætning i årene
1992 – 2000.

3.2 Rensevæske

Renserierne anvender i dag primært tetrachlorethylen som rensevæske.

Derudover anvendes tetrachlorethylen også i forbindelse med industrielle metal- og maskinafrensningsprocesser. Tetrachlorethylen registreres under varenummer 2903.23.00 i forsyningsstatistikken hos Danmarks Statistik. Det årlige forbrug af tetrachlorethylen i henhold til forsyningsstatistikken for 1995 til 2000 er vist i tabel 3.3.

Ved registreringen skelnes der ikke mellem de forskellige anvendelsesformål. Andelen, som anvendes i renseribranchen, er konservativt skønnet til henholdsvis 50 % i 1995 – 1999 og 75 % i 2000. Den større skønnede andel i 2000 skyldes en formodning om, at forbruget er faldet i de øvrige brancher som følge af afgiften på tetrachlorethylen og mulighed for substitution med andre rensevæsker.

Et udtræk af Produktregisteret vedr. tetrachlorethylen viser, at der anvendes ca. 524 tons på årsbasis herhjemme. Heraf anvendes der ca. 155 tons i renserivirksomheder svarende til ca. 30 % (oplyst af Miljøstyrelsen). Disse tal stemmer ikke overens med tabel 3.3, hvilket måske kan skyldes, at tallene i Produktregisteret er af ældre dato.

Tabel 3.3
Forbrug for tetrachlorethylen i Danmark.

Figur 3.1
Skønnet forbrug af tetrachlorethylen i renseribranchen.
Kilde: Tabel 3.3.

Det årlige forbrug af tetrachlorethylen i renseribranchen i Danmark er faldet nogenlunde jævnt med årene, jf. figur 3.1. På trods af at kurven i figur 3.1 er behæftet med en vis usikkerhed antages det, at tendensen er retvisende for renseribranchen. Det faldende forbrug vurderes at skyldes en mere optimal anvendelse af rensevæsken som følge af renere teknologi og en bedre miljømæssig håndtering. Forbruget af rensevæske er meget afhængigt af maskinens alder, herunder om det er en maskine i hovedgruppe 3, som sender tørreluften ud af rensemaskinen til det fri under sidste trin i tørreprocessen (udluftning/afkøling), og som genvinder dampene dårligere. Disse rensemaskiner har et betydeligt større forbrug af rensevæske (Miljøstyrelsen, 1995).

Det faldende forbrug skyldes ikke, at anvendelsen af tetrachlorethylen er blevet udfaset. I miljøprojekt 305 (Miljøstyrelsen, 1995) angives, at anvendelsen af tetrachlorethylen som rensevæske utvivlsomt i løbet af nogle år (5-10 år) vil blive gradvist udskiftet med kulbrinte. Dette er ikke sket i nævneværdig grad.

P.t. er alternativerne ikke fuldt ud vurderede, herunder om der er et reelt alternativ til anvendelse af tetrachlorethylen som rensevæske, jf. afsnit 7 om alternative løsningsmodeller.

3.3 Maskiner

Maskinparkens aldersfordeling i 1995 fremgår af tabel 3.4. Tallene blev dengang skønnet ud fra leverandøroplysninger.

Tabel 3.4
Aldersfordeling for rensemaskiner i 1995.

Kilde: Miljøstyrelsen, 1995

Årsagen til de mange nye maskiner dengang skyldes bl.a. udfasningen af rensemaskiner baseret på CFC. Fra 1. februar 1992 har der været forbud mod at etablere nye rensemaskiner baseret på CFC.

DRF har på baggrund af leverandøroplysninger registreret antallet af indkøbte maskiner i årene før 1985 og frem til og med 1996, jf. figur 3.2.

Figur 3.2
Skønnet antal indkøbte maskiner i årene før 1985 og frem til og med 1996
Kilde: Oplysningerne stammer fra Dansk Renseri Forening (DRF) og er skønnet på baggrund af leverandør oplysninger

Der er ikke indhentet oplysninger til at opdatere figur 3.2 med tal efter 1996. I tabel 3.5 fremgår i stedet oplysninger om det samlede antal solgte maskiner af forskellige typer.

Tabel 3.5
Leverandøroplysninger om samlet antal solgte rensemaskiner i Danmark fordelt på forskellige typer

Tabel 3.6
Oversigt over skønnede antal maskiner i Danmark i 2001 og årlige teoretiske emissioner
(svarende til forbruget) af tetrachlorethylen fordelt på 3 hovedgrupper af rensemaskiner

Årsforbruget af tetrachlorethylen forventes at kunne nedsættes væsentligt efter gennemførelse af emissionsbegrænsende foranstaltninger med den nuværende maskinpark og forventes yderligere at kunne nedsættes ved fornyelse af maskinparken med maskiner i hovedgruppe 1.

Selvom forbruget er faldet gennem årene vurderes der således fortsat at være et stort potentiale for at nedsætte forbruget og dermed emissionen af tetrachlorethylen.

4 Emission af tetrachlorethylen til indeluft

Figur 4.1
Kilder til emission af tetrachlorethylen fra renserier

I det følgende beskrives renseriernes luftformige emissioner af tetrachlorethylen nærmere.

4.1 Renseprocessen

Ved rensningen kan der ske emission af tetrachlorethylen flere forskellige steder i procesforløbet. En detaljeret gennemgang af renseprocessen og beregning af emissioner fra de enkelte trin i processen fremgår af bilag 4.
I figur 4.2 er flowet i selve renseprocessen illustreret.

Figur 4.2
Flow i renseprocessen

Ved pletrensning af tøjet er det en forudsætning, at der ikke anvendes tetrachlorethylen. Der bør heller ikke anvendes andre produkter, der giver anledning til emission.

Hovedkilden til emission til inde- og udeluft samt emission til nabolejligheder er rensemaskinen dels via lækager på maskinen og dels via drift og vedligeholdelse af maskinen. Herudover er der bidrag fra tromle og det rensede tøj, som især afhænger af type og stand af rensemaskine.

Bidrag fra utætheder på maskinen kan være væsentligt større end de bidrag, der kommer fra en optimalt fungerende maskine. Det gælder f.eks., hvis røret fra destillationen tæres igennem (se bilag 4). Udførte målinger i renserier (Gladsaxe, 8. december 2000) viser, at koncentrationen af tetrachlorethylen i luften i renseriet kan være øget med en faktor 10 på grund af lækager.

Princippet i en rensemaskine med indbygget kulfilter og kompressorkøling (hovedgruppe 1) er illustreret i figur 4.3.

Figur 4.3
Principdiagram for en rensemaskine i hovedgruppe 1 med indbygget
kulfilter og kompressorkøling
Note: Det forurenede vand fra væskeseparation kaldes også kontaktvand

Det er opbygningen af rensemaskinen, der er afgørende for hvor stor en emission af tetrachlorethylen, der sker til luften i renseriet og til udeluften. En rensemaskine i hovedgruppe 2 svarer til figur 4.3 bortset fra, at den ikke har indbygget kulfilter. En rensemaskine i hovedgruppe 3 har heller ikke indbygget kulfilter og har vandkøling. En rensemaskine i hovedgruppe 3 adskiller sig desuden ved, at den i sidste trin af tørreprocessen (udluftning/afkøling) tager frisk luft ind i tromlen, som erstatter den eksisterende luft i tromlen og sendes til afkast.

De emissioner, der forventes fra en optimalt fungerende rensemaskine samt fra det rensede tøj, er opgjort i tabel 4.1 i forhold til hvilken type rensemaskine, der er tale om. Der er foretaget en teoretisk beregning af emissionerne for en optimalt fungerende rensemaskine i hovedgruppe 2 (jf. bilag 4), dvs. en rensemaskine med kompressorkøling, men uden kulfilter. For de øvrige to grupper er der tale om COWIs skøn baseret på erfaringer fra leverandører og på litteraturdata (NIOSH, 1997 samt Swiss Federal Institute, 1999). Swiss Federal Institute anslår, at det totale forbrug for en hovedgruppe 1 rensemaskine er 10 g pr. kg tøj. De angiver samtidig variationer fra 2 til 20 g pr. kg tøj. En rapport fra EU-kommissionen fra 1991 angiver et niveau på under 10 g/kg tøj (Jourdan, 1991). For maskiner, der forventes at svare nogenlunde til de øvrige hovedgrupper, angives i samme rapport, at der ved hovedgruppe 2 kan forventes niveauer fra 20 - 40 g/kg tøj samt 40 til over 150 g/kg tøj for hovedgruppe 3. Samme rapport nævner, at den luftformige emission udgør 90 % for en rensemaskine svarende til hovedgruppe 3 og ca. 50 % for en maskine svarende til hovedgruppe 1 og 2. Niveauerne er i EU-rapporten fremkommet ved rundspørge blandt forskellige interessenter, og der er ikke nogen teoretiske overvejelser eller data som dokumentation for niveauerne.

Idet emissionerne i tabel 4.1 er baseret på skøn og teoretiske beregninger samt baseret på optimalt fungerende rensemaskiner, kan der være stor forskel på emissionerne (g/kg tøj) angivet i tabel 4.1 og forholdene i praksis. Forskellen vurderes dog at være størst for rensemaskiner i hovedgruppe 3. Aldersfordelingen på maskiner i denne hovedgruppe er størst, og maskinleverandører har angivet, at der findes maskiner hvor forbruget ligger på 6 - 10 % af rensetonnagen, dvs. 60 til 100 g pr. kg tøj.

Tabel 4.1
Teoretisk emission af tetrachlorethylen for optimalt fungerende rensemaskiner i de tre hovedgrupper i g/kg tøj

Bidraget til kontaktvand anføres i EU-rapporten (Jourdan, 1991) til mindre end 0,003 g/kg tøj, dvs. negligeabel i forhold til de øvrige bidrag. Bidrag fra slamtømning er beregnet i bilag 4 til 10-30 g på årsbasis (0,0004 - 0,0012 g/kg renset tøj), dvs. forsvindende i forhold til de nævnte bidrag.

I tabel 4.2 er angivet COWIs skøn af, hvordan emissionen fra de enkelte kilder er fordelt på renseriets indeluft og udeluft (via afkast).

I tabel 4.2 er restindholdet i tøjet endvidere opdelt i hvor stor en andel, der forlader renseriet med det rensede tøj, hvor meget der frigives under presning og hvor stor en andel, der afdamper naturligt i renseriet.

Det vurderes, at presning af tøjet vil frigive en stor del af restindholdet som følge af høj temperatur (damp). Dette bidrag (vurderet af COWI til 50%) forudsættes i tabel 4.2 at emitteres til renseriets indeluft. I praksis kan der være udsugning over denne proces. Bidraget fra tøjet stemmer godt overens med andre undersøgelser (Weber, 1992) som viser, at halvdelen eller mere afgives ved presning af tøjet. En vis andel forventes at afdampe naturligt fra tøjet (vurderet til 30%) og antages ligeledes at blive frigivet i lokalet. Det samme gælder emission ved lugeåbning.

Fra rensemaskinerne i hovedgruppe 2 uden indbygget kulfilter i rensemaskinen forventes bidrag fra ånding og emission fra lugeåbning at emitteres via afkast fra renseriet.

Fra rensemaskinerne i hovedgruppe 3 uden indbygget kulfilter i rensemaskinen forventes bidrag fra ånding, aftræk ved lugeåbning og udluftning (afkøling) at emitteres via renseriets afkast til udeluften.

Destillationsaffald sendes til bortskaffelse hos f.eks. Kommunekemi. Denne andel kan variere, afhængigt af om rensemaskinen fungerer optimalt. Andelen er anslået i tabel 4.2. I EU-rapporten (Jourdan, 1991) er det ligeledes antaget, at affaldet udgør den samme andel for alle typer af rensemaskiner. Det anslåede niveau vurderes af branchen som realistisk for optimalt fungerende rensemaskiner. Det ses, at affaldet udgør den væsentligste andel (ca. 90 %) for en rensemaskine i hovedgruppe 1, mens affaldet udgør en mindre andel af det samlede forbrug for hovedgruppe 2 og 3.

Tabel 4.2
Fordeling af teoretisk emission af tetrachlorethylen for optimalt fungerende rensemaskiner i de tre hovedgrupper i g/kg tøj

Ved lugeåbning emitteres tetrachlorethylen fra luften i tromlen. Jf. tabel 4.2 er emissionen meget lille, hvis der er kompressorkøling og indbygget kulfilter på maskinen.

Under tørreprocessen kan der ske tab til omgivelserne (ånding). Risikoen er størst for ældre maskiner og vurderes ikke at forekomme ved en ny maskine med kulfilter og kompressorkøling (se bilag 4).

Bidraget til indeluften varierer fra maskine til maskine. Det er lavest for en maskine, der har indbygget kulfilter og kompressorkøling. Det højeste niveau fremkommer ved en maskine uden kompressorkøling.

Fordelingen af emissioner fra rensemaskiner i de 3 hovedgrupper er illustreret i figur 4.4, 4.5 og 4.6.

Det skal pointeres, at de nævnte emissioner ikke indeholder emissioner i forbindelse med uheld, break-down eller uhensigtsmæssig håndtering af tetrachlorethylen. Andre emissioner fra drift og vedligehold er nævnt og vurderet i bilag 4.

Figur 4.4
Teoretisk fordeling af emissioner fra processer og tøj (g/kg tøj) for
rensemaskine i hovedgruppe 1
Kilde: Tabel 4.2

Figur 4.6
Teoretisk fordeling af emissioner fra processer og tøj (g/kg tøj) for rensemaskine i hovedgruppe 3
Kilde: Tabel 4.2

Nøgletallene for rensemaskinerne i de 3 hovedgrupper er vist i tabel 4.3.

Tabel 4.3
Teoretisk forbrug og emission af tetrachlorethylen fra optimalt fungerende rensemaskiner i de tre hovedgrupper

Kilde: Tabel 4.1 og 4.2

Niveauerne i tabel 4.3 kan anvendes som nøgletal for de enkelte typer af rensemaskiner. Hvis de aktuelle niveauer i praksis er højere, vurderes det at være et udtryk for, at rensemaskinen ikke fungerer optimalt. De i tabel 4.3 anførte forbrug og emissioner kan derfor være udgangspunkt for en kontrol af, om den enkelte maskine fungerer optimalt, eller der er tegn på lækager forskellige steder.

Emissionerne i tabel 4.3 er som tidligere nævnt fremkommet via beregninger og teoretiske overvejelser og gælder for optimalt fungerende rensemaskiner i hovedgrupperne. Formålet er netop at angive nøgletal for mindste emission i hver hovedgruppe som en reference det enkelte renseri kan vurdere sig op i mod og på den baggrund vurdere, om der er behov for at forbedre/optimere driften af rensemaskinen. Nøgletallene kan derfor adskille sig fra de niveauer, der er nævnt i litteraturen, f.eks. EU-rapporten (Jourdan, 1991), såfremt de er baseret på tal fra praksis, hvor det ikke er vurderet, om rensemaskinerne har lækager eller andre fejl. Det skal endvidere bemærkes, at rensemaskiner i hovedgruppe 3, med den anførte emission på 30 g/kg tøj, fra 2007, vil få svært ved at overholde VOC-direktivet.

4.2 Håndtering af tetrachlorethylen

Under påfyldning af tetrachlorethylen, rensning af fnug- og nålefang og slamtømning kan der ske en emission til luften i lokalet. Hyppighed for påfyldningen afhænger af hvilken maskintype, der er tale om og hvor stor en mængde renset tøj, der produceres. Typisk sker der påfyldning 3 –4 gange årligt.

Emissionen fra disse processer kan begrænses, hvis der anvendes emissionsfri påfyldning, tømning og destillation.

Opbevaring af affald som slam fra destillationen, filtre, kontaktvand etc. indeholdende tetrachlorethylen kan under uhensigtsmæssige forhold også bidrage til emissionen.

4.3 Modelrenserier

Målinger af tetrachlorethylen er gennemført for to modelrenserier. Det ene renseri har en rensemaskine i hovedgruppe 1. Det andet renseri har en rensemaskine i hovedgruppe 2. Data for rensemaskiner og årsforbrug fremgår af tabel 4.4. Data er baseret på renseriejerens opgørelse af forbrug og affaldsmængder for 1 år.

Tabel 4.4
Data for rensemaskiner og årsforbrug i modelrenseri 1 og 2

Kilde: Bilag 2 og 3 i nærværende rapport
Note: Årsforbrug er opgjort fra 1.1.2000 til 1.1.2001

Forbruget for modelrenseri 1 stemmer godt overens med nøgletallet for forbruget i hovedgruppe 1 (jf. tabel 4.3). Forbruget for modelrenseri 2, som hører til hovedgruppe 2, er til gengæld ca. 4 gange så højt som det teoretisk skønnede forbrug for denne hovedgruppe. Den pågældende rensemaskine vurderes derfor ikke at fungere optimalt i relation til nøgletallene i tabel 4.3 (se også bilag 3).

Under målingerne, som har varet ca. 14 dage, har renserierne foretaget en registrering af driftsforhold. Disse data er angivet i tabel 4.5.

Tabel 4.5.
Oversigt over driftsdata for modelrenseri 1 og 2 i måleperioden

Kilde: Bilag 2 og 3 i nærværende rapport

Resultater af de udførte målinger af tetrachlorethylen er anført for begge modelrenserier i tabel 4.6. Flere detaljer findes i bilag 2 og 3.

Tabel 4.6
Oversigt over måleresultater i modelrenseri 1 og 2

Kilde:  Bilag 2 og 3 i nærværende rapport
Note: * Målt i henholdsvis afkast fra dampskab og afkast fra renserum

Resultaterne viser, at koncentrationerne i modelrenseri 2 er fra en faktor 2 til en faktor 8 større end modelrenseri 1. Driftsforholdene antyder, at driftstiden pr. charge og fyldningsgraden af rensemaskinen kan have en betydning for koncentrationen i luften i renseriet. Kortere driftstid og mindre fyldningsgrad gør, at der er flere charge pr. dag i renseri 2. I modelrenseri 2 har ejeren endvidere vurderet, at maskinen ikke fungerer optimalt, primært hvad angår tørreprocessen.

Måleresultaterne viser variationerne mellem målestederne i det enkelte renseri. Den største koncentration ses begge steder bag rensemaskinen. Det er efterfølgende opdaget, at der har været en utæthed, som har givet den forholdsvis store forskel fra forside til bagside af rensemaskinen for modelrenseri 1. Det er dog samtidig en indikation af, at indkapslingen af rensemaskinen bidrager til at begrænse emissionen i renserilokalet og dermed diffusion/konvektion til nabolejlighed.

I figur 4.7 - 4.10 er resultaterne fra de to renserier sammenlignet for hvert målepunkt i renseriet og sat i relation til den rensede mængde tøj. Her ses det af figur 4.7, at koncentrationen bag rensemaskine i modelrenseri 2 viser en svag faldende tendens med stigende mængde tøj. Alle øvrige kurver viser en stigende koncentration med stigende mængde renset tøj.

Figur 4.7
Koncentration af tetrachlorethylen i modelrenseri 1 og 2 bag ved
rensemaskine
Kilde: Bilag 2 og 3
Note: Linear betyder lineær regression

Figur 4.8
Koncentration af tetrachlorethylen i modelrenseri 1 og 2 foran rensemaskine
Kilde: Bilag 2 og 3
Note: Linear betyder lineær regression

Figur 4.9
Koncentration af tetrachlorethylen i modelrenseri 1 og 2 over renset tøj.
Kilde: Bilag 2 og 3
Note: Linear betyder lineær regression

Figur 4.10
Koncentration af tetrachlorethylen i modelrenseri 1 og 2 midt i
lokalet
Kilde: Bilag 2 og 3
Note: Linear betyder lineær regression

4.4 Andre kilder

Ud over de ovenfor nævnte kilder til emission af tetrachlorethylen kan der være en jordforurening og forurenet grundvand fra renseridrift, som kan give et bidrag til emissionen. (COWI, 2001). Dette bidrag kan ikke umiddelbart skilles fra de øvrige kilder. Det samme gælder en eventuel ophobning af forureninger i byggematerialer som følge af spild eller diffusion/konvektion af tetrachlorethylen igennem længere tid. Den ophobede forurening vil senere kunne frigives til rumluften (sink-effekt). Størrelsen af dette bidrag kan ikke umiddelbart vurderes, da ingen målinger af sink-effekten er gennemført.

I litteraturen (Saarinen et al, 2000) findes artikler der beskriver adsorption/desorption af flygtige organiske stoffer på/fra byggematerialer. Undersøgelserne er gennemført i klimakamre i laboratoriet. Materialerne blev udsat for stoffer som propandiol, dibutyl ether og glykolether. Undersøgelsen viser, at adsorption/desorption er størst for porøse materialer som gips og træ (spånplade), hvorimod lakeret træ adsorberer væsentligt mindre. 2 uger efter udsættelse for flygtige stoffer (VOC) var emissionen fra gipspladen tilbage på det oprindelige niveau. Yderligere udsættelse af materialerne for flygtige stoffer betød, at emissionen fortsat kunne spores efter 36 dage.

De finske undersøgelser viser, at der kan gå en vis tid, før forureninger ophobet i byggematerialer er afgivet. Det kan således forventes, at ophobning eller nedsivning af forureninger fra tidligere renseridrift vil kræve en periode af ukendt varighed, før forureninger er afgivet fra byggematerialerne igen.

5 Emission af tetrachlorethylen til udeluft (B-værdier)

Det er væsentligt, at opfyldelse af krav til luftkvalitetskriteriet og krav til B-værdien vurderes ud fra en helhedsbetragtning i forhold til tekniske løsningsmuligheder og økonomi. I modsat fald kan forbedringsprojekter til opfyldelse af luftkvalitetskriteriet føre til en forøgelse af immissionen og dermed problemer med overholdelse af B-værdien. I 1996 ændrede Miljøstyrelsen B-værdien for tetrachlorethylen fra 0,2 mg/m³ til 0,01 mg/m³.

OML (Operationelle Meteorologiske Luftkvalitetsmodeller) beregninger kan gennemføres på baggrund af målte eller beregnede værdier. I afsnit 5.1 fremgår resultatet af gennemførte OML-beregninger for modelrenserierne på baggrund af målte værdier. I afsnit 5.2 fremgår udvalgte resultater af gennemførte OML-beregninger for fiktive renserier med optimalt fungerende rensemaskiner i de 3 hovedgrupper, hvilket således er på baggrund af teoretisk beregnede værdier.

5.1 OML-beregninger for modelrenserierne

I tabel 5.1 fremgår resultatet af OML-beregninger for modelrenserierne. Det fremgår, at de er overholdt for begge renserier, bortset fra afkast fra dampskab i modelrenseri 1. Afkastet er en rist i ydermuren 1 meter over terræn, hvorfor spredningen er begrænset. I henhold til luftvejledningen skal afkastet føres minimum 1 meter over tag. Det anbefales derfor, at det pågældende renseri (modelrenseri 1) fører afkastet fra dampskabet til afkastet fra renserummet, som er ført over tag.

Tabel 5.1
Resultat af OML- beregninger for modelrenserierne.

Kilde: Beregninger er baseret på målte emissioner, jf. Bilag 2 og 3

I OML-beregningerne for modelrenserierne er receptor standardhøjden på 1,5 meter anvendt, idet der ikke ligger andre etageboliger i umiddelbar nærhed af de etageejendomme, hvor modelrenserierne ligger. Problematikken omkring beregning af en maksimal immission for de lejligheder, der ligger i samme ejendom som renseriet, og hvor afkastet er placeret, er desuden drøftet med DMU og Miljøstyrelsen. OML point kan i praksis ikke regne på en receptor i afstanden 0 fra kilden. En tillempet metode kunne være at beregne et antal immissionen i afstanden 0 og 2 gange bygningshøjden fra kilden - i 4 forskellige receptorhøjder - og beregne et gennemsnit heraf. Gennemsnitsværdien kan så vurderes i forhold til den afstand og højde på receptor, der ligger tættest på. Denne metode er ikke anvendt på OML-beregningerne for hverken modelrenserierne eller hovedgrupperne, idet der er stor usikkerhed forbundet med en vurdering af immissionen så tæt ved kilden i opblandingszonen. Det er usandsynligt pga. røgfaneløft og de meteorologiske forhold, at luftstrømmen vil foretage et kraftigt nedfald lodret ned langs bygningen.

5.2 OML-beregninger for renserier med rensemaskiner i hovedgruppe 1 til 3

I tabel 5.2 og 5.3 fremgår udvalgte resultater, fra bilag 7, af gennemførte OML-beregninger for fiktive renserier med optimalt fungerende rensemaskiner i de 3 hovedgrupper. Grundlaget for OML-beregningerne er teoretisk beregnede emissioner (jf. tabel 2 og 3 i bilag 6) svarende til forskellige ventilationsforhold med eller uden punktudsugning og/eller dampskab for en koncentration i renseriet på henholdsvis 1 mg/Nm³ og 5 mg/Nm³.

Jf. afsnit 6 og bilag 5 viser beregninger, at som følge af diffusion alene må der højst være en koncentration på henholdsvis 1 og 5 mg/m³ i renseriet (konservativt fastsat), hvis det teoretisk skal være muligt at opfylde luftkvalitetskriteriet. Det laveste niveau er for en etageadskillelse af træ og indskudsler, det højere niveau for en etageadskillelse af massiv beton.

For øvrige beregningsforudsætninger henvises til bilag 7.

Som forudsætning for beregningerne i tabel 5.2 og 5.3 er standard receptorhøjden på 1,5 meter anvendt. Det vil imidlertid ikke være repræsentativt for alle renserier. I bilag 7 er der derfor også foretaget beregninger ud fra to forskellige fiktive situationer, hvor renserierne er placeret i område med enten høje eller lave etageejendomme. Som det fremgår af bilag 7 stiger immissionen indtil en vis receptorhøjde.

Det angives i vejledningen til OML Point, at hvis nogle receptorers højde over jordoverfladen afviger meget fra den angivne standard receptorhøjde, kan man i de relevante afstande og retninger angive en højde, der vil blive benyttet i stedet for

standard receptorhøjden. Faciliteten kan f.eks. benyttes til at vurdere koncentrationer i højhuse. Det angives dog endvidere, at man skal være varsom med for håndfaste fortolkninger. Man skal specielt være varsom med at drage vidtgående konklusioner, hvis beregningen involverer retningsafhængig bygningseffekt eller højt placerede receptorpunkter i bestemte retninger (højhuse). Den geografiske fordeling af de beregnede koncentrationer er bl.a. resultatet af et samspil mellem vindretningerne i det meteorologiske datasæt og brugerens input. Når brugerens input er retningsafhængigt, vil beregningsresultaterne være følsomme over for, hvor hyppigt bestemte vindretninger forekommer i det meteorologiske datasæt. Datasættet bygger på ét års observationer fra Kastrup. (Danmarks Miljøundersøgelse, 1999)

Vedrørende øvrige beregningsforudsætninger henvises til bilag 7. Resultaterne af beregningerne fremgår af tabel 5.2 og 5.3.

Tabel 5.2
Immissionskoncentrationsbidrag fra renserier i hovedgruppe 1 til 3 - beregnet ud fra kilderne rumventilation, opsamling af eventuel ånding og udluftning(afkøling) fra maskine

De teoretiske OML-beregninger i tabel 5.2 og 5.3 ligger på samme niveau som OML-beregningerne for modelrenserierne, som er baseret på faktiske forhold.

Ud fra ovenstående beregninger ser det umiddelbart ud til, at hovedparten af renserierne i hovedgruppe 1 kan overholde B-værdien på 0,01 mg/m³ uden at etablere renseforanstaltninger på afkastet, f.eks. i form af et kulfilter, jf. afsnit 5.1.

For renserier i hovedgruppe 2 og især hovedgruppe 3 kan det vise sig umuligt at overholde B-værdien uden etablering af filter på afkastet. Der findes kulfiltre på markedet, jf. afsnit 5.1, der kan garantere, at B-værdien overholdes. Det anbefales dog, at det forinden vurderes, om det er en hensigtsmæssig investering - eller om der alternativt bør investeres i en ny rensemaskine allerede på kort sigt, jf. afsnit 8.

På alle renserier skal afkast som minimum føres 1 meter over tag og i nogle tilfælde endnu højere, jf. tabel 5.2 og 5.3. Det skal dog sikres, at der kan opnås byggetilladelse hertil, ellers må der findes en anden løsning.

5.3 Kulfilter

Koncentrationen af tetrachlorethylen i afkastluften kan begrænses ved etablering af aktive kulfiltre på afkastluften. Disse kulfiltre hævdes at kunne nedbringe koncentrationen i afkastluften til ca. 0.01 mg/m³. (Zwicky, 2001). Kulfiltrene er relativt store og indeholder aktivt kul (ca. 300 kg), som absorberer luftens tetrachlorethylen. Kullene regenereres ikke, men skal udskiftes 1-3 gange pr. år afhængigt af belastningen af tetrachlorethylen i luften. Der kan placeres to kulfiltre i serie for at få optimalt udbytte af kullene. Det foreslås, at udskiftning af kulfiltre registreres i driftsjournaler, jf. bilag 8, og alder og funktion undersøges i forbindelse med et årligt serviceeftersyn. Jf. forbedringsforslag nr. 1 i bilag 9.

Et kulfilter til fjernelse af f.eks. 100 kg tetrachlorethylen pr. år fra ventilationsluft med 2-6 mg tetrachlorethylen pr. m³ (se bilag 6) kan opbygges med et filter med ca. 300 kg kul. Kullene vil her skulle udskiftes ca. 1 gang pr. år. Mængden af tetrachlorethylen, der skal fjernes med filtrene vil afhænge af emissionen i rumluften og ventilationsmængden. Ved mindre mængder af tetrachlorethylen vil det i princippet være muligt, at klare sig med mindre filtre.

6 Begrænsning af emission af tetrachlorethylen

6.1 Tiltag til begrænsning af emission til boliger

Som det fremgår af afsnit 4 er rensemaskinen den primære kilde til emission af tetrachlorethylen i såvel inde- som udeluft og dermed kilde til diffusion og konvektion til nabolejligheder. Der skal derfor vurderes tiltag til i størst muligt omfang at begrænse emission fra rensemaskinerne.

Opbevaring af renset tøj er ligeledes en betydende kilde til emission, og tiltag til reduktion eller fjernelse ved hovedprocesserne skal derfor overvejes.

I det omfang, der alligevel sker en emission til indeluften i renseriet skal der vurderes muligheder for tiltag til begrænsning af den videre diffusion/konvektion til nabolejligheder. Nødvendige tiltag er dels tiltag til at nedbringe koncentrationen i indeluften i renseriet i form af f.eks. ventilation og dels tiltag til at hindre diffusion/konvektion til nabolejligheder i form af f.eks. forsegling og/eller tætninger eller øvrige bygningsmæssige tiltag.

Tiltagene kan således opdeles i 4 kategorier:

1. Rensemaskine (se afsnit 6.1.1)
2. Håndtering af tetrachlorethylen (se afsnit 6.1.2)
3. Ventilation (se afsnit 6.1.3)
4. Konstruktioner (se afsnit 6.1.4)

I figur 6.1 er vist en oversigt over forbedringsforslag for hver af de fire kategorier til begrænsning af emission af tetrachlorethylen fra renserier til nabolejligheder. Numrene i parentesen henviser til katalog over forbedringsforslag, i bilag 9, hvor hver enkelt forbedringsforslag er beskrevet.

Figur 6.1
Oversigt over tiltag til begrænsning af emission af tetrachlorethylen fra renserier til nabolejligheder

Tiltagene inden for de 4 kategorier beskrives i de følgende afsnit.

6.1.1 Rensemaskine

Et grundlæggende tiltag, som gælder for alle rensemaskiner i hovedgruppe 3 (i det omfang det ikke allerede er etableret) er, at der etableres de nødvendige foranstaltninger til, at ånding fra maskine, aftræk ved lugeåbning og udluftning (afkøling) opsamles og ledes til afkast. Dette er antaget som en forudsætning, jf. tabel 4.2, idet emissionerne ellers er for høje til, at de ved hjælp af yderligere tiltag eventuelt kan bringes ned på det nødvendige niveau. En montør har oplyst, at det kan etableres forholdsvis nemt og billigt ved at føre et udligningsrør (f.eks. 1") fra rensemaskinen til eksisterende afkast til det fri. Det foreslås udført i samråd med en maskinleverandør eller montør.

For hovedgruppe 2 vil et grundlæggende tiltag være (i det omfang det ikke allerede er etableret), at der etableres de nødvendige foranstaltninger til, at ånding fra maskine og aftræk ved lugeåbning opsamles og ledes til afkast. Alle rensemaskiner i denne hovedgruppe har et afkast. For nogle typer er det kun i forbindelse med lugeåbning, afkastet er aktivt.

For alle hovedgrupper af rensemaskiner gælder dernæst, at indførelse af systematisk vedligeholdelse kan medføre en stor gevinst med forholdsvis små midler. Hjælpemidlerne kan bl.a. være lækagesøgning, ligesom et serviceeftersyn kan være med til at sikre kvaliteten og gennemførelsen af vedligeholdelsen. Der findes eksempler på, at der også kan findes utætheder på helt nye maskiner. Det fremgår af bilag 1, som er resultatet af en spørgeskemaundersøgelse, der bl.a. omfatter spørgsmål vedr. drift og vedligehold, blandt leverandører og montører af rensemaskiner.

Både type og stand af maskinerne spilder en væsentlig rolle for bidraget fra emissionen fra tromlen og det rensede tøj, jf. tabel 4.2.

Driften spilder også en rolle, og her kan optimering af tørretid m.m. være med til at nedbringe koncentrationen i tromle og det rensede tøj. Jf. endvidere forbedringsprojekt nr. 5 i bilag 9, hvor optimering af driften er nærmere beskrevet.

Et hjælpemiddel til optimering af driften er etablering af et måleaggregat, som i nogle tilfælde vil kunne eftermonteres. Ifølge leverandøroplysninger er det bedste dog, hvis måleaggregatet er indbygget fra starten. Måleaggregatet kan bl.a. bruges til styring af tørreprocessen. Derudover kan det overvåge kulfiltrets effektivitet og tetrachlorethylen-koncentrationen både i og udenfor maskinen. I de tyske regler (2^nd BimSchV, 1990) stilles krav til måleparametre for tetrachlorethylen-koncentrationen i tromlen, tøjets temperatur og luftgennemstrømning m.v. Jf. nærmere beskrivelse under forbedringsprojekt nr. 9 i bilag 9.

Et mere radikalt tiltag kan være at udskifte rensemaskinen med en ny model (bedst tilgængelig teknik) eller til en rensemaskine med alternativ renseteknologi.

6.1.2 Håndtering af tetrachlorethylen

Ændret praksis omkring håndtering af rensemiddel kan være med til at reducere emissionen. Det gælder opbevaring i tætte beholdere, procedurer for påfyldning af rensevæske på maskine, herunder emissionsfri påfyldning, emissionsfrit slamtømningssystem, opbevaring af affald og aflevering/afhentning af affald. Udarbejdelse af driftsjournaler kan være et middel til at afsløre uregelmæssigheder i forbrug.

Uddannelse kan forstærke ovennævnte indsatser og være med til at sikre en bedre håndtering af tetrachlorethylen. Dansk Renseri Forening gennemfører p.t. et kursus, der bl.a. omfatter miljøforhold. (Dansk Renseri Forening). Der henvises desuden til forbedringsprojekt nr. 10, bilag 9.

6.1.3 Ventilation

I henhold til Arbejdstilsynets regler vedr. faste arbejdssteder og risiko for udvikling af sundhedsskadelige stoffer (AT meddelelse nr. 1.01.8, 1998) og branchevejledning for renserier (Branchesikkerhedsråd, 1998) skal der være procesventilation i renserier.

I nogle renserier er der etableret rumventilation i form af udsugning. Denne ventilation kan forbedres, så luftstrømmene styres. Desuden bør der etableres udsugning hensigtsmæssige steder.

Andre renserier har i dag ikke nogen form for ventilation, og det kan betyde at emissionen kan foregå via åbne døre, vinduer etc., uden kontrol med hvilken vej luftstrømmene bevæger sig. Der er i disse renserier en risiko for høje koncentrationer, som dels vil påvirke arbejdsmiljøet og dels give et større bidrag til diffusion/konvektion til nabolejligheder igennem etageadskillelser mv.

Det forudsættes, at rensemaskinen fungerer optimalt, dvs. at emissionen ligger på niveau med nøgletallene i tabel 4.3. Hvis ikke det er tilfældet, bør der foretages et eftersyn af rensemaskinen (jf. f.eks. forbedringsforslag nr. 1 og 5 i bilag 9). Dernæst skal ventilationen udsuge/fortynde den mængde tetrachlorethylen, der er i renseriet, så diffusion/konvektion til nabolejligheder begrænses.

I bilag 6 er der gennemført beregninger af ventilationsbehov for renserier med rensemaskiner i de 3 hovedgrupper kombineret med forskellige tonnager (kg renset tøj). Det er forudsat i beregningerne, at der etableres udsugning direkte fra kilderne for derved at reducere den nødvendige luftmængde.

En anden mulighed er at etablere et dampskab, der kobles på eksisterende udsugning, eller der etableres ny udsugning fra dampskabet med afkast over tag. Baggrunden for dette tiltag er, at der ved presning af tøjet frigives en forholdsvis stor andel af restindholdet af tetrachlorethylen i tøjet (se afsnit 4), som dermed kan fjernes ved processen. Fjernelse i forbindelse med processen betyder, at der er mindre risiko for bidrag til rumluften og efterfølgende emission til lejligheder.

B-værdien skal endvidere overholdes. Konsekvensen kan for nogle renserier være, at de må rense afkastluften fra renseri og rensemaskine før det ledes til udeluften. En mulig måde at rense afkastluften er at etablere kulfilter på ventilationsanlægget. Kulfiltret kræver en del plads (se bilag 6), og kullene skal udskiftes 1-3 gange årligt.

Etablering af luftsluser eller vindfang ved indgangsdørene til renseriet for at opretholde undertryk i lokalet kan ligeledes være et relevant tiltag. Men det vurderes ikke at være nødvendigt, hvis ventilationsanlægget etableres med udsugning strategiske steder, herunder fra loftområdet som nævnt i bilag 6. Det begrundes med, at det tidsrum døren er åben er forholdsvis kort, hvis der er etableret dørpumpe på døren. Dørpumpen er blot en af flere forudsætninger for etablering af undertryk. Risikoen for et overtryk er kun til stede, hvis den luftmængde, der kommer ind i renseriet, er større end den luftmængde, der fjernes med udsugningen. Der skal således være et vindtryk på den side af bygningen, hvor døren er placeret, for at denne situation opstår. Samtidig skal der være utætheder i etageadskillelsen, for at der kan ske en spredning via konvektion til lejligheden. Bidraget til koncentrationen i lejlighed er således af begrænset størrelse, se bilag 6. Luftsluser/vindfang vil endvidere være pladskrævende og derfor være forholdsvis urealistisk for en lang række renserier, som i forvejen har forholdsvis små lokaler.

6.1.4 Konstruktion

Materialer, der anvendes til forsegling og tætning, skal kunne opfylde krav til tekniske egenskaber, herunder brandtekniske krav og krav med hensyn til arbejdsmiljøet.

Til tætning af rørgennemføringer bør der vælges materialer, som også opfylder de brandtekniske krav med hensyn til at undgå spredning af røg. Sådanne materialer kan findes i brandteknisk vejledning nr. 31 fra Dansk Brandteknisk Institut.

Materialerne består typisk af mineraluld produceret specielt til formålet. Tætning af samlinger imellem vægge og etageadskillelser udføres med isoleringsmateriale som udfyldning af selve revnen/utætheden, hvis den er bred, og efterfølges af fugemasse som forseglingsmateriale. Jf. endvidere forbedringsprojekt nr. 4 i bilag 9.

Andre malingstyper som f.eks. vådrumsmalinger kan ligeledes have en større diffusionsmodstand end almindelig plastmaling. Vådrumsmalinger er af typen PVA-malinger, som muligvis kan have en større modstand over for tetrachlorethylen. Størrelsen af reduktionen kendes dog ikke i praksis.

Diffusionstætte folier kan være enten polyethylenfolie eller en alufolie belagt med polyethylen (af typen Monarflex). Sidstnævnte vurderes at være mere diffusionstæt over for tetrachlorethylen end den første. Der findes kun begrænset dokumentation for effektiviteten. En undersøgelse udført af et svensk rådgivningsfirma (Pegasus Laboratories, 1994) viser, at der sker en gennemtrængning igennem polyethylenfolie af flygtige stoffer fra vækst af mikroorganismer. Der er dog ingen oplysninger om diffusionsmodstand eller hastighed igennem folien. De stoffer, der er tale om, indeholder ikke tetrachlorethylen.

Institut Hohenstein (Institut Hohenstein, 1992) har gennemført en test af diffusionshastighed igennem forskellige folier, malinger og konstruktionsmaterialer anbragt i en eksikator (lille testkammer). Det fremgår dog ikke tydeligt, hvilken betydning randzonen imellem folie og testkammer har for testresultatet. Deres undersøgelse viser, at polyurethanmaling er mest effektiv; dernæst følger maling på mineralsk basis og specialtapeter bestående af papir, polyethylen og aluminium klæbet med polyurethan klæbemiddel. Dokumentation fra leverandøren af specialtapet viser en reduktionsfaktor på mindst 1000 gange. (Valutect, 2001)

Producenter af handsker til beskyttelse mod kemikalier tester disse i forhold til gennemtrængningstid for tetrachlorethylen. De anfører (Plum hudsikkerhed, 2001), at en handske bestående af polyethylen med en kerne af PVA-plast er effektiv over for tetrachlorethylen. Det har dog ikke været muligt at finde producenter eller leverandører af en metervare, som evt. kan anvendes til forsegling.

Det er afgørende for effektiviteten af folierne, at perforeringer efter opsætning tætnes effektivt, ellers vil der være en transport igennem disse perforeringer, som vil være væsentligt større end gennem den intakte folie. Den efterfølgende opsætning af gipsplader i henhold til brandkrav skal derfor ske under hensyntagen hertil. Det betyder, at alle fastgørelser skal tætnes effektivt med et egnet materiale. Det kan i praksis ske ved at anvende specielle skruer udviklet til formålet.

En anden mulighed for at begrænse transporten af tetrachlorethylen er at indkapsle rensemaskinen og derefter etablere udsugning fra rummet/kabinen. Indkapslingen kan evt. ske i form af skillevægge eller andet, som i givet fald skal konstrueres til det enkelte renseri. Indkapslingen kan typisk foretages, så forsiden af rensemaskinen er fri, mens resten er gemt i et selvstændigt rum. Indkapslingen skal i størst muligt omfang sikre, at der fortsat er god adgang til påfyldning af rensevæske og den daglige drift herunder rensning af filtre og fnugfang mv.

6.2 Overholdelse af grænseværdier for tetrachlorethylen

Figur 6.2
Grænseværdier for tetrachlorethylen
Note: VOC direktivet er under implementering i dansk lovgivning

Det skal sikres, at alle myndighedskrav overholdes med de tiltag, der vælges. Det er ikke tilstrækkeligt udelukkende at se på en enkelt parameter som f.eks. luftkvalitetskriteriet, idet det kan medføre, at de andre parametre forværres. Eksempelvis kan en øget ventilation medføre, at B-værdien ikke overholdes. Andre tiltag kan måske resultere i en forringelse af arbejdsmiljøet.

6.2.1 Opfyldelse af luftkvalitetskriteriet

Emission af tetrachlorethylen fra renseridrift til nabolejligheder afhænger af koncentrationen i renseriet. En reduktion af koncentrationen i renseriet må forventes at reducere bidraget til nabolejlighed.

Effektive tiltag i relation til opfyldelse af luftkvalitetskriteriet er først og fremmest at reducere forbrug og emission af tetrachlorethylen ved kilden, dvs. selve renseprocessen. Som det fremgår af de teoretiske overvejelser i kapitel 4 (Tabel 4.1 og 4.2) er en reduktion ved kilden af afgørende betydning for det totale bidrag til ude- og indeluft.

Det er derfor mest effektivt at sætte ind over for rensemaskinen og optimere denne før andre tiltag etableres. Forbruget af tetrachlorethylen bør ikke ligge væsentligt over de totale forbrug anført i tabel 4.1. Hvis forbruget er væsentligt større end de anførte mængder i tabellen, bør rensemaskinen efterses og eventuelle lækager repareres, før yderligere tiltag gennemføres. Der kan være tale om en afgørende effekt af disse tiltag, som langt overstiger de øvrige tiltag, der fremhæves i det følgende. Lækager kan ifølge erfaringer fra branchen og gennemførte undersøgelser (Gladsaxe, 8. december 2000) betyde en væsentligt forøget koncentration i renseriet. Løbende reparation af lækager er en nødvendig forudsætning for at kunne reducere koncentrationen i renseriet og opfylde luftkvalitetskriteriet.

For rensemaskiner, der tilhører hovedgruppe 2 og 3, er det endvidere en forudsætning, at bidrag fra ånding, aftræk ved lugeåbning og udluftning opsamles og emitteres via afkast til udeluften.

Transport af tetrachlorethylen igennem etageadskillelser afhænger af hvilken etageadskillelse, der er tale om samt forekomst af revner og utætheder. Første trin er her at tætne alle synlige revner og utætheder for at reducere transporten. Gennemførte undersøgelser (dk-TEKNIK, 2000) og branchens erfaringer med gennemførte tiltag viser, at koncentrationen øges betydeligt i tilstødende lejlighed, hvis der er utætheder. Tætning af revner og utætheder er en nødvendig forudsætning for at kunne opretholde et undertryk i renseriet. Derudover er det nødvendigt, at døre og vinduer holdes lukkede. For at være med til at sikre dette bør indgangsdøre forsynes med dørpumper.

Transporten vil derudover være størst igennem meget diffusionsåbne etageadskillelser som kombinationen af træ og indskudsler. Tiltag kan her bestå i at etablere en tæt membran bestående af folie af enten plast eller en kombination af plast og aluminium. Teoretisk set kan en sådan forsegling være en effektiv foranstaltning. Reduktionsfaktoren anslås at være mindst en faktor 1000. (Valutect, 2001). Det skal dog pointeres, at dokumentation er baseret på laboratorieundersøgelse af Valutect insulating wallpaper. (Handwerkskammer Hamburg Valutect, 1994). Nogle af forseglingerne kræver endvidere stor omhyggelighed ved etablering og tætning af perforeringer for ikke at ødelægge effekten af selve membranen. Metoden bør kombineres med ventilation, der sikrer undertryk i renseriet for at sikre en effektiv tilbageholdelse af tetrachlorethylen.

Beregninger viser, at som følge af diffusion alene må der højst må være en koncentration på henholdsvis 1 og 5 mg/m³ i renseriet, hvis det teoretisk skal være muligt at opfylde luftkvalitetskriteriet. Det laveste niveau er for en etageadskillelse af træ og indskudsler; det højere niveau for en etageadskillelse af massiv beton, jf. tabel 6.1.

Tabel 6.1
Maksimalt tilladelige koncentrationer af tetrachlorethylen i renserier med forskellige etageadskillelser når luftkvalitetskriteriet skal opfyldes (max. bidrag på 0,006 mg/m³ til lejlighed) samt beregningsgrundlag for ventilationsbehov.

Ventilation, der sikrer konstant undertryk i renseriet, er nødvendig for at sikre, at tetrachlorethylen ikke spredes ukontrolleret til nabolejligheder og for at undgå spredning via konvektion. Ventilationsbehovet er mindst og ventilationen er mest effektiv ved udsugning fra de processer med den største emission af tetrachlorethylen. Det er bag ved rensemaskine, luge på rensemaskine og de steder, hvor der sker presning og opbevaring af renset tøj.

Målinger i modelrenserierne viser, at den daglige drift og vedligehold af rensemaskiner bidrager væsentligt til koncentrationen af tetrachlorethylen i renseriet. Koncentrationen ses ofte at være høj bag ved maskinen (jf. bl.a. afsnit 4). Det gælder også for en rensemaskine i hovedgruppe 1. Det er derfor vigtigt, at der etableres udsugning fra dette område.

Ventilationsbehovet for at opfylde luftkvalitetskriteriet (0,006 mg/m³) afhænger af etageadskillelsen. Ved en forholdsvis tæt etageadskillelse, som består af massiv beton, fremgår ventilationsbehovet i tabel 6.2, beregnet for optimalt fungerende rensemaskiner i hovedgruppe 1 til 3. D.v.s. at emissionen ligger på niveau med nøgletallene i tabel 4.2. Ventilationen skal ud over undertryk sikre, at koncentrationen i renseriet er max. 5 mg/m³, hvis det teoretisk set skal være muligt at opfylde luftkvalitetskriteriet.

Tabel 6.2
Ventilationsbehov (luftmængde i m³ pr. time) for en etageadskillelse af massiv beton for optimalt fungerende rensemaskiner i de tre hovedgrupper

Kilde: Tabel 2 i bilag 6.
Note: En luftmængde på 250 m³ pr. time svarer til et luftskifte på ca. 1 gang pr. time.

Ventilationen skal være i drift 24 timer i døgnet så det sikres, at der er undertryk i renseriet. Den nødvendige minimums luftmængde for at sikre undertryk vurderes at være mindst 250 m³/h (se bilag 6). Det skal bemærkes, at en så lille luftmængde vil medføre risiko for forøget varme i renseriet, jf. bilag 6. Det betyder, at der kan være behov for køling ved luftmængder under 1500 m³ pr. time.

For en mere diffusionsåben etageadskillelse af træ og indskudsler eller beton huldæk er ventilationsbehovet større som det fremgår af tabel 6.3. For sådanne etageadskillelser vil det være nødvendigt at nå ned på en koncentration på max. 1 mg/m³ i renseriet, hvis det skal være teoretisk muligt at opfylde luftkvalitetskriteriet. Ventilationsbehovet er beregnet for optimalt fungerende rensemaskiner i hovedgruppe 1 til 3. Dvs. at emissionen ligger på niveau med nøgletallene i tabel 4.2.

Tabel 6.3
Ventilationsbehov ( luftmængder i m³ pr. time) for en etageadskillelse af træ og indskudsler eller beton huldæk for optimalt fungerende rensemaskineri de tre hovedgrupper.

Kilde: Tabel 3 i bilag 6
Note: Luftmængder angivet med fed og kursiv er over kritisk grænse

Som det fremgår af bilag 6 er det ikke hensigtsmæssigt, at den ventilerede luftmængde overstiger 1500 m³ pr. time (svarer til et luftskifte på 5 - 6 gange pr. time). Det vil betyde for store lufthastigheder i lokalet. For de renserier, der er placeret i ejendomme med en diffusionsåben etageadskillelse af træ og indskudsler, en rensemaskine i hovedgruppe 2 eller 3 og en stor årlig produktion af renset tøj, er det nødvendigt med andre tiltag for at opfylde luftkvalitetskriteriet. Det kan være nødvendigt at udskifte rensemaskinen til en i hovedgruppe 1 med bedst tilgængelig teknologi som beskrevet i forbedringsforslag 9, bilag 9.

Andre tiltag kan være etablering af et dampskab til presning af tøjet. Udsugning direkte fra skabet betyder, at rumventilationsbehovet er ca. 25 -35 % mindre. De laveste niveauer i intervallerne i tabel 6.2 og tabel 6.3 viser ventilationsbehovet, når der er etableret dampskab og/eller udsugning ved presning og lugeåbning.

Selv om beregningerne teoretisk set viser, at det er muligt at opfylde luftkvalitetskriteriet, kan der være forhold, der taler for, at det ikke gælder i praksis. Få uopdagede revner og utætte samlinger vil betyde, at tetrachlorethylen transporteres hurtigere end de teoretiske beregninger viser. Undersøgelser viser (dk-TEKNIK, 2001), at blot enkelte utætheder medfører meget høje lokale koncentrationer ("hot spot") i lejligheden ved en sådan utæthed, med en høj koncentration i lejlighed til følge.

I modelrenserierne er der gennemført målinger af koncentrationen af tetrachlorethylen i både renseri og lejlighed over renseriet (se bilag 2 og 3).

I tabel 6.4 er gennemsnitsværdierne for henholdsvis renseri og lejlighed anført sammen med en beregnet reduktionsfaktor for tetrachlorethylen. Faktoren er beregnet som forholdet imellem koncentration i lejlighed og koncentration i renseri.

Tabel 6.4
Reduktionsfaktor for tetrachlorethylen fra modelrenserier til lejlighed

En beregning af det teoretiske bidrag fra diffusion og konvektion giver en koncentration på 0,018 og 0,06 mg/m³ i henholdsvis lejlighed over modelrenseri 1 og over modelrenseri 2. De beregnede niveauer er ca. 1,5 til 2 gange mindre end de målte. Det skal bemærkes, at der i beregning af konvektion i JAGG modellen (Miljøstyrelsen, 1998) ikke indgår egentlige utætheder, kun revner i betonen (svindrevner). Der findes således ingen modeller til beregning af konvektion, hvis der er tale om store utætheder og revner.

Der kan være flere årsager til forskellene imellem den beregnede værdi og den målte værdi i de to tilfælde. Der kan være tale om egentlige utætheder imellem etagerne, og der kan være bidrag fra afkast for modelrenseri 1. Afkast fra presning foregår bl.a. ud gennem vinduet i modelrenseri 1. I modelrenseri 2 er der efterfølgende konstateret utæthed omkring rørgennemføringer af en bredde på ca. 1 cm rundt om et rør med en diameter på ca. 3 cm.

Derudover kan beregningerne være behæftet med usikkerheder. En væsentlig faktor er materialekonstanten for de forskellige materialer. I beregningerne er det forudsat, at materialekonstanten for beton er 0,008. Denne værdi er fra CEN standarden (EN 12524, 2000). En anden væsentlig usikkerhedsfaktor er luftskiftet i lejligheden over renseriet. Hvis luftskiftet reelt er mindre end 0,5 gange pr. time, f.eks. 0,4 gange pr. time, vil den beregnede koncentration i lejligheden f.eks. øges fra 0,005 til 0,007 mg/m³.

Resultaterne fra målingerne i modelrenserierne tyder på, at det vil være realistisk at nå ned på luftkvalitetskriteriet i modelrenseri 1, hvis det sikres, at der er konstant undertryk i renseriet. Punktudsugning fra bagsiden af maskinen vil i øvrigt bidrage til, at gennemsnitskoncentrationen i luften i renseriet reduceres.

For modelrenseri 2 er det nødvendigt med yderligere tiltag til reduktion af koncentrationen i renseriet. Koncentrationen af tetrachlorethylen i renseriet bør være max. 5 mg/m³, hvis luftkvalitetskriteriet skal overholdes (jf. bilag 5). Den mest effektive måde vil være at reducere ved kilden først, dvs. etablere kulfilter på selve rensemaskinen. Trin 2 er at sikre konstant undertryk i lokalet.

Resultaterne viser, at der er tale om en reduktionsfaktor af størrelsesordenen 170-200 gange i de to modelrenserier. I modelrenserierne vurderes etageadskillelsen at være massiv beton, og de er derfor sammenlignelige på dette punkt. Reduktionsfaktoren kan evt. anvendes til at estimere den forventede koncentration i tilstødende lejlighed, hvis koncentrationen i renseriet er kendt, og der er tale om en tæt etageadskillelse af beton.

For renserier med en rensemaskine i hovedgruppe 1 vurderes det teoretisk som muligt, at opfylde luftkvalitetskriteriet hvis rensemaskinen fungerer optimalt, evt. utætheder i etageadskillelse, vægge og rørgennemføringer er tætnet, vinduer holdes lukkede, døre forsynes med dørpumper, og der er etableret ventilation, som er i kontinuert drift. Ventilationsbehovet afhænger af etageadskillelsen. Det er størst for en diffusionsåben etageadskillelse. Ventilationen skal dog altid som minimum svare til 250 m³ pr. time og anbefales ikke at være større end 1.500 m³.

For renserier med en rensemaskine i hovedgruppe 2 og 3 forudsættes derudover at der på alle renserier etableres de nødvendige foranstaltninger til at ånding fra maskine, aftræk ved lugeåbning og udluftning (afkøling) emitteres via afkast. Samtidig er ventilationsbehovet større, både hvad angår rumventilation og punktudsugning.

Renserier med rensemaskiner i hovedgruppe 2 og 3 skal derudover etablere forsegling af etageadskillelsen for at bringes til at opfylde luftkvalitetskriteriet, hvis ejendommen har en diffusionsåben etageadskillelse.

Umiddelbart kan det ikke vurderes om alle renserier i hovedgruppe 3 kan bringes til at opfylde luftkvalitetskriteriet. Dette kan vise sig urealistisk at opfylde i de situationer, hvor ventilationsbehovet er større end 1.500 m³, som følge af en diffusionsåben etageadskillelse og stor tonnage. Det kan ligeledes ikke vurderes, om der er enkelte renserier i hovedgruppe 2, der ikke kan bringes til at opfylde luftkvalitetskriteriet.

Det skal understreges, at vurderingen af, om luftkvalitetskriteriet er overholdt for rensemaskinerne i hovedgruppe 1, 2 og 3, primært er foretaget på baggrund af teoretiske beregninger og vurderinger m.m. Der er ikke p.t. i praksis eftervist at eksemplerne på handlingsplaner (jf. tabel 8.2) er gennemført og efterfølgende dokumenteret. I forbindelse med senere supplerende målinger, har det ligeledes ikke været muligt, at be- eller afkræfte de teoretisk beregnede reduktionsfaktorer (se bilag 10).

Selv om beregningerne teoretisk set viser, at det er muligt at opfylde luftkvalitetskriteriet, kan der være forhold, der taler for, at det ikke gælder i praksis. Få uopdagede revner og utætte samlinger vil betyde, at tetrachlorethylen transporteres hurtigere, end de teoretiske beregninger viser.

6.2.2 VOC-direktivet

I henhold til VOC-direktivet må den samlede emission af tetrachlorethylen ikke overstige 20 g/kg tøj. Emissionen er defineret i bilag 4 i udkast til bekendtgørelse, som er sendt i høring. Kravet gælder i princippet for alle nye maskiner indkøbt efter bekendtgørelsens ikrafttræden. For eksisterende maskiner vil kravet skulle opfyldes fra 1 november 2007. VOC-direktivet er under implementering i dansk lovgivning.

Hvis rensemaskinerne fungerer optimalt (jf. tabel 4.1 og 4.2), vil alle rensemaskiner i hovedgruppe 1 og 2 teoretisk set kunne overholde VOC-direktivet. Det er mere usikkert, i hvilken grad rensemaskiner i hovedgruppe 3 vil kunne overholde kravet. Det bør derfor indgå i beslutningsgrundlaget ved valg af handlingsplan, jf. afsnit 8. Nye maskiner med indbygget kulfilter (hovedgruppe 1) bør kunne overholde dette krav. Informationer om totalforbrug for modelrenseri 1, jf. tabel 4.4 viser, at kravet er opfyldt for dette.

Informationer om forbruget for modelrenseri 2 viser, at der her er behov for en betydelig reduktion af det totale forbrug for at kunne opfylde dette krav.

Driftsjournaler vil generelt kunne vise, om VOC-direktivet er overholdt ved registrering af totale forbrug af tetrachlorethylen, affaldsmængder med angivelse af andel af tetrachlorethylen og den producerede mængde rensede tøj. Andelen af tetrachlorethylen i affaldet kan bestemmes ved analyse, f.eks. hvis affaldet sendes til Kommunekemi. VOC-direktivet indeholder også et krav om sådanne driftsjournaler eller om miljøstyring/grønt regnskab, der opgør disse mængder på årsbasis (se i øvrigt afsnit 9.1).

6.2.3 B-værdier

Hovedparten af renserierne i hovedgruppe 1 vurderes umiddelbart at kunne overholde B-værdien uden at etablere renseforanstaltninger på afkastet, f.eks. i form af et kulfilter, jf. afsnit 5.1. For at begrænse immissionen vurderes dog, at der mange steder skal etableres forbedrede afkastforhold. Afkast skal som minimum føres 1 meter over tag og i nogle tilfælde endnu højere, jf. afkasthøjderne i tabel 5.2 og 5.3. En begrænsende faktor kan være at opnå byggetilladelse hertil.

For renserier i hovedgruppe 2 og 3 kan det vise sig umuligt at overholde B-værdien uden etablering af filter på afkastet. Der findes kulfiltre på markedet, jf. afsnit 5.3, der kan garantere, at B-værdien overholdes. Det anbefales, at det forinden vurderes, om det er en hensigtsmæssig investering - eller om der alternativt bør investeres i en ny rensemaskine allerede på kort sigt, jf. afsnit 9.

Ovennævnte vurderinger er foretaget på baggrund af OML-beregninger for modelrenserierne og for fiktive renserier med optimalt fungerende rensemaskiner i de 3 hovedgrupper, hvilket således er på baggrund af teoretisk beregnede værdier, jf. afsnit 5 og bilag 7.

6.2.4 Arbejdsmiljø

Mange renserier har i dag ikke den procesventilation, som Arbejdstilsynet kræver. Derudover er der generelt ikke problemer i forhold til opfyldelse af grænseværdien for arbejdsmiljøet viser målinger, der foreligger fra Gladsaxe og nabokommuner (Gladsaxe, 8. december 2000). Der findes dog øjebliksmålinger, hvor niveauerne er tæt på eller over grænseværdien. Niveauet ligger typisk på 1/5 – 1/10 af den nuværende grænseværdi. Arbejdsmiljøet er således væsentligt forbedret i forhold til resultaterne i Miljøprojekt 305 (Miljøstyrelsen, 1995).

Målinger i rumluften i renseriet er gennemført for de to modelrenserier. Målingerne er gennemført over perioder af ca. 2 dages varighed. Resultatet af målingerne fremgår af bilag 2 og 3. De viser, at grænseværdien på 70 mg/m³ er overholdt i alle situationer.

Udsættelsen for andre flygtige stoffer som trichlorethylen og øvrige nedbrydningsprodukter fra tetrachlorethylen, herunder vinylchlorid, er undersøgt i modelrenseri 2. Der er desuden foretaget en generel screening for øvrige flygtige stoffer. Samtidig er der foretaget måling for den aktuelle koncentration af tetrachlorethylen. Resultaterne af målingerne er præsenteret i tabel 6.4.

Tabel 6.4
Flygtige stoffer i modelrenseri 2

Kilde: Måleresultater i bilag 2
Note: * niveauet er under detektionsgrænsen på 6 m g/m3

Målingerne viser, at der sker en vis nedbrydning af tetrachlorethylen i renseriet. Alternativt kan de øvrige chlorerede forbindelser forekomme som forureninger i den væske (tetrachlorethylen), der leveres til renseriet. Niveauerne for nedbrydningsprodukterne er langt under grænseværdierne i arbejdsmiljøet. De er desuden så lave, at det ikke vil få betydning for emission til nabolejlighed, hvis der foretages foranstaltninger til reduktion af tetrachlorethylen.

Gennemførelse af tiltag til begrænsning af emission kan have konsekvenser i forhold til arbejdsmiljøet, herunder selve udførelsen af de enkelte tiltag. Det er nødvendigt, at tiltagene underkastes en sundhedsmæssig vurdering både med hensyn til udførelse og indhold af sundhedsskadelige stoffer.

Arbejdsmiljøet er ligeledes væsentligt for valg af alternative rensemidler, hvor bl.a. brug af kulbrinter indebærer en øget risiko for brandfare, og stofferne i sig selv kan være sundhedsskadelige. Valg af alternative rensemidler bør underkastes en sundhedsm

7 Alternative løsningsmodeller

7.1.1 Kulbrintemaskine

En af de alternative løsninger, der kan peges på, er anvendelsen af kulbrinter som aktivt stof i renseprocessen i stedet for tetrachlorethylen. Der anvendes alifatiske kulbrinter. Kulbrinterne har forholdsvis god effektivitet med hensyn til rensning af alle typer af tekstiler (NIOSH, 1998).

Nogle alifatiske kulbrinter, solvent nafta, (CAS nr. 64742-88-7), er på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen, 2000). Stofferne er uønskede på grund af deres klassificering som både brandfarlige og sundhedsskadelige. Ifølge oplysninger fra danske leverandører (HJM Teknik ApS, 2001) anvendes der i Danmark kulbrinter med et andet CAS nr. (CAS nr. 90622-57-4). Denne stofgruppe består af isoalkaner og er ikke på listen over uønskede stoffer. Det skal dog understreges, at stofferne er sundhedsskadelige ved indånding. Samtidig er der fortsat tale om brandfarlige stoffer.

Risikoen for brandfare betyder bl.a., at der skal træffes særlige foranstaltninger til forebyggelse af brand. Der findes i dag maskiner på markedet, som er mere sikre end de første på markedet med hensyn til brand.

Brugen af kulbrinter kræver installering af en ny rensemaskine. En kulbrintemaskine koster fra 285.000 kr.

I marts 2001var der installeret 10-12 kulbrintemaskiner i Danmark, heraf nogle i beboelsesejendomme.

Kulbrintemaskiner er i dag i modsætning til tidligere økonomisk set realistiske alternativer. Klassificeringen af de anvendte stoffer (sundhedsskadelige stoffer ved indånding) betyder dog, at der er behov for yderligere dokumentation i forhold til risiko for emission til lejligheder, herunder restindhold i tøjet. Det skal endvidere bemærkes, at det i EU rapporten (Jourdan, 1991) nævnes, at kulbrintemaskiner giver anledning til et større bidrag til VOC-emissioner end rensemaskiner, der benytter tetrachlorethylen.

7.1.2 CO₂ rensemaskine

En forholdsvis ny metode til rensning af tekstiler er anvendelse af flydende CO₂ som aktivt rensemiddel. Processen foregår under højt tryk. Efter processen er afsluttet fordampes CO₂.

CO₂ rensemaskiner er endnu ikke kommercielt tilgængelige i stor udstrækning. Der er således endnu kun tale om et forsøgsstadie. Fyldningskapaciteten er typisk 12- 15 kg. Størrelsen af rensemaskinen baseret på CO₂ er større end tetrachlorethylen. (Vaskemik, 2001).

Umiddelbart er metoden god i forhold til miljø og sundhed, men processen er ikke veldokumenteret. Der kan dog være tale om mindre risiko for forhøjede CO₂ koncentrationer i luften i renseriet. Der er ligeledes en sikkerhedsrisiko forbundet med det høje tryk i maskinen. Derudover er processen kompliceret, og effektiviteten er endnu ikke tilstrækkeligt belyst.

Metoden vurderes at kunne være et alternativ på længere sigt, afhængig af økonomi, emission af CO₂ og risikoen ved det høje tryk.

En CO₂ rensemaskine koster 700.000-1.000.000 kr.

7.1.3 Andre metoder (Green Earth og Rynex)

Disse to metoder anvender andre aktive stoffer end de foregående. De aktive stoffer oplyses ikke fuldt ud. For den ene metode nævnes silikoneforbindelser og for den anden en blanding af propylen glykolethere.

Green Earth kræver anvendelse af samme type rensemaskine som anvendes til kulbrintemetoden. Maskinen skal dog være designet specielt til formålet (Green Earth, 2001).

Der foreligger p.t. meget sparsom dokumentation for de to metoder, både med hensyn til effektivitet og miljø- og sundhedseffekter for de aktive stoffer. Tilgængelige sikkerhedsdatablade fra Rynex (Rynex, 2001) viser, at der er tale om stoffer med sundhedsskadelige effekter på hud, luftveje og øjne.

Der er i øjeblikket 3 Rynex rensemaskiner på vej til at blive installeret i Danmark.

Rensemaskiner af denne type kan ikke vurderes tilstrækkeligt på det foreliggende grundlag. Det kan derfor ikke anbefales at skifte til disse alternativer, før metoderne er bedre beskrevet og dokumenterede med hensyn til påvirkning i arbejdsmiljø, miljø og sundhed for brugerne af det rensede tøj. Prisen for en Rynex rensemaskine er fra 420.000 kr.

7.2 Omlægning til indleveringssted

Omlægning af renseriet til indleveringssted, betyder, at tøjet renses og presses et andet sted. Der foregår således ikke længere renseridrift i lokalerne. Tøjet indleveres til rensning og afleveres efter rensning. Efter rensning vil der dog stadig være et vist restindhold af tetrachlorethylen i tøjet (jf. tabel 4.2).

Som det fremgår af de gennemførte beregninger i bilag 4 og summeret i tabel 4.2, kan restindholdet i tøjet anslås til 0,8 g/kg tøj. Den samme størrelsesorden for restindholdet i renset tøj kan findes i litteraturen (NIOSH, 1997 og Forschungsinstitut Hohenstein, 1995). I sidstnævnte undersøgelse anføres det, at restindholdet varierer fra 0,2 til 0,9 g pr. kg tøj. Hvis tørreprocessen er for kort kan restindholdet være højere end det anførte. Undersøgelsen viser en halveringstid på 48 timer, med en faldende afdampningshastighed. De tyske undersøgelser viser desuden, at bidraget fra tøjet vil betyde en koncentration i indeluften af størrelsesordenen 0,02 mg/m³ den første dag faldende til 0,004 mg/m³ på dag 4. Det er i deres undersøgelse forudsat, at restkoncentrationen er 0,5 g pr. kg tøj.

Der er af Miljøstyrelsen igangsat undersøgelser til bestemmelse af indhold og afdampning af tetrachlorethylen fra renset tøj. Rapporten (Kampsax og Miljøkemi, 2001) viser initial emissionsrater på 0,1 til 0,95 mg/m²/time og halveringstiden for afdampning af restindholdet er 74 - 114 timer. Restindholdet i tøjet varierer i den danske undersøgelse fra 0,1 til 0,3 g/kg.

I tabel 7.1 er angivet resultatet af beregninger for koncentrationen i luften i indleveringsstedet under forskellige forudsætninger om ventilation og indleverede mængder af tøj. Der er udelukkende tale om simple beregninger baseret på fortynding af luften (lineær model).

Afdampningshastigheden fra den tyske undersøgelse er anvendt i tabel 7.1 til at beregne, hvilke koncentrationer, der kan forekomme i luften i et lokale, der benyttes som indleveringssted for renset tøj. De er anvendt, fordi den danske undersøgelse er fremkommet meget sent i forløbet. Derudover er den tyske undersøgelse mere konservativ i forhold til koncentrationen i renseriet, da den tyske undersøgelse har en kortere halveringstid for restindholdet. Det betyder en større afdampning med en større koncentration i indleveringsstedet til følge. En højere koncentration i indleveringsstedet vil betyde en større risiko for transport til nabolejlighed via konvektion og/ eller diffusion.

Det er forudsat, at en varierende mængde renset tøj med et restindhold på 0,4 g pr. kg anbringes i et lokale på 60 m² med et varierende luftskifte fra 0,5 gange pr. time til 5 gange pr. time. De 0,5 gange pr. time svarer til naturlig ventilation. Restindholdet i tøjet er sat som et gennemsnit af det forventede restniveau efter presning (se tabel 4.2).

Tabel 7.1
Anslåede max. koncentrationer i mg/m³ til luften i indleveringsstedet fra renset og presset tøj

25 kg pr. dag svarer til en årlig produktion på ca. 8 tons og de 50 kg svarer til ca. 15 tons årligt.

Det skal bemærkes, at beregningerne er foretaget under forudsætning af, at tøjet presses så restindholdet maksimalt er 0,4 g/kg tøj efter rensning. Hvis der er tale om et større restindhold i tøjet vil det betyde højere koncentrationer end de i tabel 7.1 anførte. Et restindhold på 1 g/kg tøj (en dårligt fungerende rensemaskine) og et lavt luftskifte vil betyde, at der kan forekomme koncentrationer i luften på mere end 5 mg/m³.

Ovenstående beregninger og beregningerne i bilag 5 af de maksimalt tilladte koncentrationer med og uden undertryk tyder på, at lokaler kan anvendes som indleveringssted, hvis lokalet er tætnet mod nabolejlighed og der er en etageadskillelse af massiv beton. Det vil dog være hensigtsmæssigt at etablere permanent rumventilation med min. 250 m³ pr. time, så der sikres undertryk, jf. bilag 6. Ved en stor årlig produktion (> 15 tons) kan der være behov for yderligere tiltag.

En måling foretaget i et indleveringssted viser en koncentration i indleveringsstedet på 0,5 - 0,6 mg/m³ og en koncentration i lejligheden på 0,0015 mg/m³ (Miljøkontrollen, juni 2001), hvilket illustrerer at det kan lade sig gøre at opfylde luftkvalitetskriteriet. Det skal bemærkes, at der er tale om en etageadskillelse af beton.

Hvis der er tale om en etageadskillelse af træ og indskudsler, er det som minimum nødvendigt, at der er konstant rumventilation/udsugning så det sikres, at der er konstant undertryk. For at sikre undertryk, er det nødvendigt med en minimum luftmængde på 250 m³ pr. time (se bilag 6). Det kan dog ikke udelukkes, at det kan være vanskeligt at overholde luftkvalitetskriteriet, hvis der opbevares store mængder renset tøj.

8 Forbedringsprojekter

I afsnit 6 blev mulighederne belyst for at begrænse den luftformige emission af tetrachlorethylen, så luftkvalitetskriteriet og øvrige grænseværdier kan overholdes.

På nogle renserier kan andre betydelige tiltag blive nødvendige, for at det er realistisk at opfylde luftkvalitetskriteriet. Betydelige tiltag kan være udskiftning af rensemaskine eller flytning af rensemaskine til andet område udenfor beboelsesejendomme. Jf. kolonne 5 i tabel 8.1.

Tabel 8.1
Oversigt over hvordan de enkelte forbedringsprojekter bidrager til at opfylde de forudsætninger der er nødvendige for at overholde luftkvalitetskriteriet og B-værdien.

Det forventes, at alle renserier i beboelsesejendomme skal gennemføre tiltag i større eller mindre omfang for at kunne opfylde luftkvalitetskriteriet.

I bilag 9 er udarbejdet et katalog med de 15 forbedringsprojekter, som alle bidrager til at reducere emissionen af tetrachlorethylen i større eller mindre omfang. Forbedringsprojekterne er inddelt i 4 kategorier af tiltag, jf. afsnit 6. Derudover er forbedringsprojekterne forsøgt inddelt i klasser efter pris og tilgængelighed, jf. figur 8.1. Jo højere klasse - jo sværere /dyrere forventes forbedringsprojekterne at være at implementere.

De enkelte løsningsforslag vil skulle vurderes i forhold til en samlet effekt. Den bedste løsning vil være at begrænse emissionen tilstrækkeligt ved kilden (rensemaskinen). Det vurderes dog ikke som en realistisk økonomisk løsning for samtlige renserier på kort sigt, hvorfor nogle af forbedringsprojekterne omfatter begrænsning af emissionen af tetrachlorethylen til nabolejlighederne dels ved at sænke niveauet i renseriet (ventilation) og dels ved at formindske mulighederne for emission gennem etageadskillelse, utætheder, vinduer og døre m.m.

Figur 8.1
Forbedringscirkler – forbedringsprojekter inddelt i klasser efter pris og tilgængelighed
Note: De enkelte forbedringsprojekter er beskrevet i katalog over forbedringsprojekter i bilag 9.

8.1 Eksempler på handlingsplan for renserier for hver af de 3 hovedgrupper af rensemaskiner

I forbindelse med de forbedringsprojekter renserierne skal i gang med at gennemføre foreslås, at de enkelte renserier udarbejder en handlingsplan.

Formålet med handlingsplanen er, at renseriet på forhånd gør sig klart, hvor renseriet står i dag i forhold til gældende grænseværdier, og hvad der skal til for at overholde grænseværdierne, jf. figur 8.2.

Figur 8.2
Overvejelser og forudsætninger for udarbejdelse af handlingsplan

De overvejelser og forudsætninger for udarbejdelse af handlingsplan, der fremgår af figur 8.2, danner ligeledes grundlag for de eksempler på handlingsplaner, der er vist i tabel 8.2.

Derudover bør det vurderes, om det er hensigtsmæssigt at arbejde med både en kort og en langsigtet løsning. Det bør f.eks. overvejes, om rensemaskinen med fordel kan udskiftes med en ny baseret på bedst tilgængelig teknik, jf. bilag 9. En af overvejelserne er derfor, om renserier med gamle maskiner skal foretage investeringen allerede nu – eller udskyde investeringen og gennemføre andre forbedringsprojekter for at overholde grænseværdierne.

Kataloget i bilag 9 kan bruges som et opslagsværk, hvorfra det er muligt at vurdere omkostninger og effekt ved de forskellige løsningsmuligheder.

I tabel 8.2 er vist 2 forskellige eksempler på handlingsplaner for hver af de 3 hovedgrupper af rensemaskiner, som er defineret i afsnit 4. Den ene handlingsplan er baseret på etablering af afhjælpende forbedringsprojekter i forhold til, at den eksisterende rensemaskine bevares og den anden handlingsplan er baseret på at der investeres i en ny rensemaskine. Handlingsplanerne bygger på en række forudsætninger jf. figur 8.2.

Tabel 8.2
Eksempler på handlingsplaner for de 3 hovedgrupper af renserier.

Se Her!

8.1.1 Generelle forbedringsprojekter i handlingsplanerne

De 6 eksempler på handlingsplaner er baseret på en række forudsætninger, herunder følgende forbedringsprojekter som forventes at skulle gennemføres for alle renserier i beboelsesejendomme:

1. Systematisk vedligeholdelse af alle rensemaskiner, inkl. løbende lækagesøgning, jf. forbedringsforslag nr. 1 i bilag 9. Vedligeholdelse udføres eller dokumenteres i forbindelse med 1 årligt serviceeftersyn
2. Tætning af døre og vinduer, rørgennemføringer og tætning mellem vægge og etageadskillelse, jf. forbedringsforslag nr. 3 og 4 i bilag 9.
3. Etablering af dørpumpe på alle døre i renserilokalet, jf. forbedringsprojekt nr. 3 i bilag 9.
4. Optimering af rensemaskinens drift, f.eks. mht. tørretid, jf. forbedringsforslag nr. 2 og 5 i bilag 9. Dette kan evt. ske i forbindelse med det årlige serviceeftersyn, jf. pkt. 1
5. Udarbejdelse af daglig driftsjournal som opsamles årligt i en rapport. Årsrapporten bruges til at vurdere forbrug og emissioner mht. reduktionsmuligheder, jf. forbedringsforslag nr. 6 i bilag 9.
6. Gennemførelse af miljøkursus for renseriejere og deres personale, jf. forbedringsforslag nr. 10 i bilag 9.
7. Mekanisk ventilation som rumventilation og punktudsugning ved udvalgte kilder, jf. forbedringsforslag nr. 7 i bilag 9. Pkt. 2, 3 og 7 skal tilsammen sikre, at der konstant er undertryk i renseriet i alle døgnets 24 timer.

Et måleaggregat på rensemaskinen (hvilket er et krav i Tyskland (2^nd BimSchV, 1990), er et godt redskab til at overvåge koncentrationen af tetrachlorethylen i tromleluften og til at styre tørretiden. Det vurderes dog umiddelbart som både vanskeligt og uforholdsmæssigt dyrt at eftermontere et måleaggregat på eksisterende maskiner. To leverandører har oplyst priser på ca. 60.000 kr. ekskl. montering og tilpasning til eksisterende maskiner.

Prisen på måleaggregat er derfor ikke anført i forbindelse med de eksempler på handlingsplan, der ikke omfatter investering i en ny rensemaskine. Den anførte pris på en ny rensemaskine er inkl. måleaggregat.

Selvom de anførte forbedringsprojekter forventes at skulle iværksættes i forbindelse med renserier i hovedgruppe 1, 2 og 3, bør det naturligvis vurderes i hvert enkelt tilfælde hvilke forbedringsprojekter, det er nødvendigt at gennemføre i det pågældende renseri.

Ud over de generelle forbedringsprojekter der forventes at skulle gennemføres på renserier i både hovedgruppe 1, 2 og 3, vurderes det som nødvendigt at gennemføre yderligere forbedringsprojekter for renserier i hovedgruppe 2 og 3.

Eksemplerne på handlingsplaner for de enkelte hovedgrupper er efterfølgende beskrevet i afsnit 8.1.2 til 8.1.4.

8.1.2 Eksempel på handlingsplan for renserier med rensemaskiner i hovedgruppe 1 – rensemaskine med kompressorkøling og med kulfilter

Trods forholdsvis begrænsede emissioner fra rensemaskiner i hovedgruppe 1 vurderes det ikke som realistisk at overholde luftkvalitetskriteriet uden gennemførelse af de i afsnit 8.1.1. anførte forbedringsprojekter. Derudover kan det afhængig af typen af etageadskillelse blive nødvendig af forsegle lofter samt evt. vægge.

B-værdien ser dog ud til at kunne overholdes uden etablering af kulfilter på afkast eller specielt høje afkast.

8.1.3 Eksempel på handlingsplan for renserier med rensemaskiner i hovedgruppe 2 - rensemaskine med kompressorkøling og uden kulfilter

8.1.4 Eksempel på handlingsplan for renserier med rensemaskiner i hovedgruppe 3 - rensemaskine uden kompressorkøling og uden kulfilter

8.2 Andre miljøforhold

Som nævnt i indledningen omfatter nærværende miljøprojekt udelukkende renseriernes luftformige emissioner af tetrachlorethylen og således ikke emissioner i form af spildevand og affald og de miljømæssige konsekvenser, der omhandler jord- og grundvandsforurening samt evt. forurenede bygningsdele. Det betyder dog ikke, at disse kilder og miljøpåvirkninger ikke er væsentlige, og renserierne skal naturligvis også tage hånd herom (Fyns Amt, 2001) – ikke mindst i forbindelse med udarbejdelse af en handlingsplan. Miljøforholdene skal vurderes og prioriteres ud fra en helhedsbetragtning, dels for ikke at flytte problemerne fra et sted til et andet, og dels for at renserier kan danne sig et samlet overblik over den nødvendige ind

9 Kontrol og dokumentation af overholdelse af grænserne for tetrachlorethylen

9.1 Årsrapport og driftsjournaler

En grundlæggende metode til at kontrollere og dokumentere renseriernes forbrug og emissioner er at foretage løbende registreringer heraf.

At skabe grundlag for at vurdere størrelsen på forbrug og emissioner og dermed om der er behov for yderligere kontrol eller evt. iværksætte forbedringsprojekter.

Ved at renserierne foretager løbende registreringer, der samles op på årsbasis, f.eks. i en rapport som vist i tabel 9.1, skabes grundlag for, at både renseriejer og tilsynsmyndighed kan vurdere størrelsen på forbrug og emissioner og dermed, om der er behov for yderligere kontrol eller evt. iværksættelse af forbedringsprojekter.

I bilag 8 er vedlagt eksempler på underliggende skemaer til løbende registrering af forbrug og emissioner.

Der henvises desuden til krav om rapportering i VOC-direktivet: I udkast til bekendtgørelse, som er sendt i høring, er angivet, at virksomheder mindst en gang om året skal indsende oplysninger, der dokumenterer, at bekendtgørelsens krav er opfyldt, jf. i øvrigt afsnit 6.2.2.

Tabel 9.1
Eksempel på skabelon til årsrapport

Ud over at årsrapporten giver mulighed for at følge udviklingen over årene kan nogle af tallene sammenlignes med nøgletal for branchen, eksempelvis forbrug af tetrachlorethylen pr. kg renset tøj. Tallet skal under alle omstændigheder være mindre end 20 g/ kg renset tøj når VOC–direktivet træder i kraft (jf. afsnit 6.2.2). Derudover er det også relevant at sammenligne med tal for tilsvarende rensemaskiner, både teoretiske tal for hvad niveauet bør være under optimale forhold (jf. tabel 4.2) og gennemsnitstal for branchen. Disse sidste tal findes ikke p.t., idet der ikke hidtil er foretaget systematiske registreringer af forbrug og emissioner.

Økonomisk vil der ikke være store omkostninger forbundet med metoden bortset fra den tid, der er forbundet med at foretage den løbende registrering. I gennemsnit drejer det sig måske om 5-10 minutter dagligt og 3-4 timer en gang om året til sammentælling og beregning af tallene til årsrapporten.

9.2 Serviceeftersyn

En metode til at sikre at der foretages systematisk vedligehold af rensemaskinen er at indføre et serviceeftersyn. F.eks. en gang årligt hvor en uddannet montør gennemgår maskinen i henhold til en nærmere fastsat plan for gennemførelse af systematisk vedligehold, jf. bilag 9, forbedringsprojekt nr. 1.

Eftersynet kan endvidere indeholde en kontrol af afkast fra ventilation, herunder en kontrolmåling af luftmængden.

Serviceeftersynet kan dokumenteres i form af en rapport, som underskrives af renseriejer eller en af denne bemyndiget person samt af montøren. Serviceeftersynsrapporten kan anvendes til fremvisning for tilsynsmyndigheden.

Årsrapporten kan i den forbindelse bruges til at vurdere, om et eventuelt uforholdsmæssigt stort forbrug af tetrachlorethylen i forhold til maskintypen kan stamme fra lækager, utætheder eller lignende.

9.3 Konsulentordning

Indførelse af en konsulentordning i branchen kan være en metode til at sikre kontrol af krav i kombination med en rådgivende funktion (ekskl. systematisk vedligehold). Ordningen kan f.eks. omfatte verifikation af årsrapport (se afsnit 9.1) evt. kombineret med en kvalitetssikringsfunktion. Konsulentordningen kan endvidere kombineres med et uddannelsesprogram (jf. forbedringsprojekt nr. 10 i bilag 9), enten som kursusholder eller verifikator af kursus.

9.4 Beregninger af diffusion og konvektion

JAGG-modellen kan anvendes (Miljøstyrelsen, 1998) til at eftervise, om det er sandsynligt, at renseriet kan opfylde luftkvalitetskriteriet. Alternativt kan der foretages simple diffusionsberegninger. I begge situationer er det en forudsætning, at synlige revner og utætheder er tætnede.

Bidraget fra diffusion kan beregnes efter samme formel som anvendt og beskrevet i bilag 5.

De anvendte forudsætninger i beregningerne med hensyn til materialekonstanter er følgende:

Kilde: EN 12524. CEN, 2000

Beregningerne i bilag 5 viser, at der er tale om reduktionsfaktorer af forskellige størrelsesordener afhængig af, om der regnes med konvektion eller ej. Reduktionsfaktoren er den faktor koncentrationen i renseriet er reduceret med i nabolejligheden.

Reduktionsfaktoren er ligefrem proportional med tykkelsen af etageadskillelsen, hvis der er tale om diffusion alene. Den er endvidere ligefrem proportional med luftskiftet i nabolejligheden. For alle beregninger er det her antaget at luftskiftet i lejligheden er 0,5 gange pr. time. Hvis det f.eks. er 1 gang pr. time, vil koncentrationen i lejligheden være reduceret med yderligere en faktor 2.

I Tabel 9.2 er det anført hvilke reduktionsfaktorer, der teoretisk kan anslås for forskellige typer af etageadskillelser.

Tabel 9.2
Teoretiske reduktionsfaktorer for koncentration af tetrachlorethylen i
nabolejlighed (luftskifte 0,5 gange pr. time i lejlighed)

Kilde: Beregninger i bilag 5

Konstant undertryk i renseriet medfører en mindre risiko for konvektion. Dermed kan det forventes, at der vil være en større reduktion til nabolejlighed. Reduktionsfaktorerne er som nævnt baseret på de teoretiske beregninger i bilag 5.

De udførte målinger i modelrenserier viser imidlertid, at den reelle reduktion for etageadskillelser af beton uden synlige utætheder eller utætte samlinger er lavere end den teoretisk beregnede i tabel 9.2. Det gælder også, når der tages højde for et bidrag fra konvektion. Den i praksis opnåede reduktionsfaktor er 170 -200 gange uden undertryk i renseriet. Tages der udgangspunkt i dette resultat for de 2 modelrenserier fås de reduktionsfaktorer, som er anført i tabel 9.3, hvor der er regnet med den samme indbyrdes forskel i reduktionsfaktorerne som i tabel 9.2.

Tabel 9.3
Reduktionsfaktorer baseret på resultater fra modelrenseri 1 og 2

Kilde: Anslået på basis af måleresultater (bilag 2 og 3) og beregninger i bilag 5.

De ovenstående reduktionsfaktorer kan bruges til at estimere, hvad den teoretiske koncentration i nabolejligheder kan være, hvis koncentrationen i renseriet er kendt. Det er dog en forudsætning, at utætheder i etageadskillelser er tætnet. Det gælder både samlinger og rørgennemføringer. Hvis der er etableret undertryk i renseriet, kan det forventes, at reduktionsfaktoren øges proportionalt med tykkelsen af etageadskillelsen.

9.5 Lufttæthed og Sporgasmålinger

Kontrol af lufttæthed kan evt. gennemføres før og efter der foretages tætning af rørgennemføringer og etageadskillelse. Til dette formål kan der anvendes trykprøvninger, "blower door" eller "blower door" kombineret med sporgasmålinger (Teknologisk Institut, 2001).

"Blower door" er en metode, hvor der skabes overtryk (50 Pa) i renseriet med en speciel ventilator forseglet i en dør med en justerbar ramme. "Blower door" placeres i yderdørens åbning. Ventilatoren sikrer, at der hele tiden er overtryk i renseriet. Utætheder kan følges visuelt med anvendelse af røgrør.

Lufttætheden eller den mængde luft, der passerer etageadskillelsen, kan endvidere måles ved en kombination af "blower door" og sporgasmålinger. Renseriet påføres et overtryk (50 Pa) med "blower door", og der doseres en sporgas til en koncentration på f.eks. 100 ppm i renseriet. Koncentrationen af sporgassen følges samtidig i lejligheden ved on-line registrering i ppb niveau. Målingen vil eventuelt kunne anvendes som kontrol af gennemførte tiltag. Udgiften til disse målinger er af størrelsesordenen 25 - 30.000 kr. (Teknologisk Institut, 2001).

Sporgasmåling kan desuden udføres over en længere periode ved en passiv dosering og opsamlingsteknik. Metoden er udviklet af BY og BYG, Statens Byggeforskningsinstitut (Bergsøe, udateret). Efterfølgende afprøvning af metoden viser dog, at den ikke er velegnet til formålet. Det vil kræve yderligere udviklingsarbejde og tilpasning af metoden og de anvendte opsamlingsrør, før metoden kan bruges. Udgifterne til en måling af denne type kan variere fra 10-20.000 kr.

I situationer, hvor bidrag fra jordforurening kan udelukkes og bidrag fra forureninger i byggematerialer vurderes som værende uden betydning, vil sporgasmålingen ikke være nødvendig. I disse situationer vil måling af tetrachlorethylen være fuldt tilstrækkelig, da stoffet i sig selv er en glimrende sporgas, fordi der reelt ikke er andre kilder end renseprocessen og det rensede tøj.

En simpel metode til vurdering af utætheder i samlinger kan være at anvende pebermynte på sprayflaske direkte på samlingerne og kontrollere om stoffet kan spores (med næsen) i lejligheden. Pebermyntetesten kan i første omgang bruges til at identificere revner mv. og efterfølgende vise, om tiltag har været effektive. Det er imidlertid ikke en metode til at eftervise, om en virksomhed overholder luftkvalitetskriteriet.

9.6 Målinger af koncentrationer i indendørs rum

Målinger af tetrachlorethylen i lejligheder kan gennemføres for at få kendskab til niveauet i eksisterende renserier for at vurdere, om der er behov for tiltag. Alternativt kan målinger have til formål at kontrollere de gennemførte tiltag til reduktion af tetrachlorethylen.

Målingerne kan gennemføres over en periode på 14 dage med ATD rør eller andre rør, der er egnet til opsamling over en længere periode. Driftsdata bør registreres under målingerne, jf. registreringsskema i bilag 8. I de tilfælde, hvor der er mistanke om forureninger ophobet i byggematerialer eller forurening af jord og grundvand, vil der være problemer med tolkning af resultatet i forhold til andre kilder.

Ved gennemførelse af målingerne er det vigtigt at undersøge, om der er andre kilder til tetrachlorethylen i lejlighederne. F.eks. om beboerne lige har fået renset tøj, malet eller indkøbt specielt møblement eller øvrige løsgenstande af "eksotisk" oprindelse. Desuden er det vigtigt, at måleteknikeren ikke selv bidrager til emission f.eks. ved at have været på et renseri umiddelbart inden opsætning af måleudstyr i lejlighederne. (Jf. registreringsskema i bilag 8).

Den målte værdi skal fratrækkes en baggrundsværdi, som fastsættes af Miljøstyrelsen.

Udgifterne til analyser afhænger af antallet af rør, der opsættes, men kan typisk være af størrelsesordenen 6.000 - 10.000 kr. Dertil kommer eventuelt udgifter til opsætning og nedtagning af rør.

9.7 Overholdelse af B-værdier

For at vurdere om renseriet overholder B-værdien er det nødvendigt , at der gennemføres en OML-beregning ved hjælp af programmet OML-POINT 2.1 (jf. afsnit 2.4.2). I tabel 9.4 fremgår de beregningsparametre, der er nødvendige for at kunne gennemføre beregningen. Jf. afsnit 6 er B-værdien for tetrachlorethylen 0,01 mg/m³.

Tabel 9.4
Beregningsparametre for gennemførelse af OML-beregning ved hjælp af programmet OML-POINT 2.1.

Kilde: OML-POINT 2.1, (Danmarks Miljøundersøgelse (DMU), 1999)

Som det fremgår af tabel 9.4 skal beregningsparametrene i række 4 – 7 enten måles, beregnes eller skønnes. En måling er dyr (ca. 10.000 – 15.000 kr.), mens en beregning af værdierne til gengæld er usikker. Efterfølgende beskrives de to metoder nærmere i afsnit 9.7.1 og 9.7.2. Til sidst i afsnit 9.7.3 beskrives en mere simpel metode til overordnet at vurdere, om B-værdien overholdes. Denne vurdering kan så eventuelt bruges til at vurdere, om der er grundlag for at foretage yderligere målinger eller beregninger.

9.7.1 Emissionsmåling til brug for OML-beregning

En emissionsmåling skal udføres af et akkrediteret målefirma. Målestedet skal opfylde Miljøstyrelsens vejledende afstandskrav. Prøveudtagning, analyse og målerapport skal ligeledes være akkrediteret. Det anbefales, at der foretages 3 enkeltmålinger á 1 times varighed i umiddelbar forlængelse af hinanden. Luftmængden bestemmes for hver enkeltmåling.

Enkeltmålingerne skal gennemføres under normal maksimal drift, dvs. renseriejeren skal forberede at kunne køre 3 charges med fuld udnyttelse af maskinkapaciteten, således at der kan foretages en enkeltmåling pr. charge. Det aritmetiske gennemsnit af de 3 enkeltmålinger indlægges i OML-beregningen.

9.7.2 Beregning af inputværdier til OML-beregning

Emissionen i afkastet kan beregnes ud fra en skønnet teoretisk emission, som fremskaffes i litteraturen (f.eks. værdier i tabel 4.1 i afsnit 4). Derudover vil flere af de øvrige oplysninger skulle skønnes, jf. tabel 9.4. Metoden er meget usikker og kan derfor kun anbefales til vejledende brug.

9.7.3 Skønsmæssig vurdering af, om B-værdien er overholdt

Hvis spredningsfaktoren er mindre end 250 m³/s behøver man ikke at lave en OML-beregning, jf. tabel 6.1. Afkastet skal så blot føres 1 meter over tag og være opadrettet, for at B-værdien overholdes.

Spredningsfaktoren er forholdet mellem emission og B-værdi:

Spredningsfaktor = Emission (mg/s) divideret med B-værdi (mg/m³.)

Derudover kan der foretages en skønsmæssig vurdering ud fra tabel 6.2 og tabel 6.3, hvis beregnede /skønnede værdier ligger tæt på nogle af værdierne i tabellerne. Metoden er dog meget usikker og kan derfor kun anbefales til vejledende brug.

10 Konklusion

Rapporten belyser muligheder for begrænsning af den luftformige emission af tetrachlorethylen fra renserier, så luftkvalitetskriteriet og øvrige grænseværdier kan overholdes.