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

Vurdering af malings miljøbelastning i anvendelsesfasen

7. Miljøvurdering – spild til vand og jord

Miljøvurderingen af spild til vand og jord er foretaget ud fra en vurdering af enkeltstoffer i maling samt test udført på malingsprodukter. Vurderingen af enkeltstoffer er baseret på data fra databaser, håndbøger, data fra primærlitteratur samt leverandørbrugsanvisninger. Stofferne, der indgår i projektet dækker over indholdsstoffer i bygningsmalinger, herunder specialprodukter. Projektet omhandler ikke vægrengøringsmidler mv.

Producenterne har oplyst hvilke stoffer, de typisk anvender i deres produktion af almindelige bygningsmalinger. Produktregistret har udført et dataudtræk for de produkttyper, der behandles i projektet, og de kemikalier, der indgår i mindst tre af de produkter, som Produktregistret har sammensætningsoplysninger på, er udvalgt. Antallet tre er begrundet i Produktregistrets fortrolighed over for de producenter, der har registreret produkter. Produktregistrets udtræk er baseret på produktanmeldelser, der ikke er ajourført eller kvalitetssikret forud for udtræk. Da udtrækket fra Produktregistret dækker de anmeldte bygningsmalinger, dækker Produktregistrets liste således også en række specialprodukter, hvorimod producenternes liste dækker den mest almindelige sammensætning for bygningsmalinger.

Udvælgelsen fra Produktregistret gav ca. dobbelt så mange anvendte kemikalier som oplyst af producenterne. Producenterne har kommenteret stoflisten fra Produktregistret. Producenterne vurderede, at de yderligere stoffer, der var på listen, enten ikke anvendes længere eller er omfattet af producenternes bredere stofgrupper. Forskellen kan skyldes, at importører og producenter, der ikke indgår i arbejdsgruppen, anvender disse kemikalier, at Produktregistrets data ikke er ajourført med hensyn til f.eks. udfasning af visse kemiske stoffer samt, at Produktregistrets dataudtræk indeholder stoffer, der anvendes i visse specialprodukter, som ikke er omfattet af dette projekt.

Producenternes og Produktregistrets lister er valgt som samlet udgangspunkt for miljøvurderingen for at sikre en samlet bred vurdering af hvilke miljøbelastninger, der potentielt kan opstå i forbindelse med brug og bortskaffelse af maling. Der er i den efterfølgende miljøvurdering gjort opmærksom på, når der er tale om indholdsstoffer, som malingsbranchen har oplyst ikke bliver anvendt i de udvalgte produkttyper i Danmark. Det drejer sig om indholdsstofferne xylen, ureaforbindelser, dibutylphthalat og tributyltinoxid (TBTO).

Ifølge Produktregistret kan xylen, ureaforbindelser og dibutylphthalat indgå i importerede produkter. Enkelte produkter med indhold af de nævnte stoffer var dansk producerede. Sammensætningsoplysninger stammer dog fra perioden 1994-1997.

Et forbud mod tributyltinoxid (TBTO) trådte i kraft 1. juli 1999. Produktregistrets data blev udvalgt og udtrukket i begyndelsen af 1999 og tegnede dermed et billede af produktsammensætningen på daværende tidspunkt, hvor forbudet endnu ikke var trådt i kraft.

Malingerne er testet for toksicitet over for vand- og jordlevende organismer. Testene er udført på malinger og træbeskyttelser, der kan købes hos farvehandlere o. lign. (hyldevarer). Testprogrammet blev sammensat som et screeningsprogram for at skabe et overblik over malingsprodukter toksiske effekter ved spild til kloak og spild på jord.

7.1 Miljøvurdering af indholdsstoffer

Miljøvurderingen af de enkeltstoffer, der typisk indgår i maling, er baseret på data fra databaser, håndbøger, data fra primærlitteratur samt leverandørbrugsanvisninger. De anvendte kemikalier er inddelt i grupper efter deres funktion. Inden for hver funktionsgruppe kan der være forskellige typer af kemikalier/kemikaliegrupper. Listen over indholdsstoffer i bygningsmalinger er vist i bilag H. For mange af de anvendte kemikalier er der fundet tilstrækkelige data til at foretage en miljøvurdering, der svarer til at udføre en miljøfareklassifikation (EU 1999). For visse enkeltstoffer samt hele grupper af kemikalier har datagrundlaget været begrænset.

I de tilfælde, hvor der har været begrænset datamængde tilgængelig for enkelte stoffer i en funktionsgruppe, er der foretaget en miljøvurdering på basis af analogibetragtninger og/eller på basis af QSAR beregninger (Quantitative Structure Activity Relationship). Er kemikalierne i en funktionsgruppe nært beslægtede, grupperes hele gruppen ud fra de tilgængelige data. For andre funktionsgrupper har det været nødvendigt at foretage litteratursøgninger. Der er udført litteratursøgninger for pigmenter, bindere, sikkativer, siliconer og siloxaner.

Producenterne, der indgår i projektets styregruppe, har oplyst hvilke pigmenter, der anvendes mest i deres produkter. Produktregistret har foretaget en søgning efter pigmenter indeholdt i typisk anmeldte malinger. I tabel 7.1 er nævnt de produkter (pigmentprodukter), der er oplyst af producenterne og de pigmenter, der er oplyst af Produktregistret. For alle produkter og pigmenter er oplyst pigmentbetegnelse, Color Index (CI), CAS-nr., pigmenttype (kemisk), om pigmentet er af en struktur, hvor der ved spaltning af molekylet kan dannes arylaminer og, om pigmenterne indeholder kobber og/eller chlor. Der indgår 9 organiske og 7 uorganiske pigmenter i dette projekt.

Indholdet af pigmenter i maling er ikke oplyst af producenterne, dog er indholdet af titandioxid i hvide malinger oplyst til typisk 20%. Ifølge Produktregistret varierer indholdet af pigmenter betydeligt for de forskellige malinger, men det ligger typisk på 0,5-10%, men er i visse tilfælde oplyst at være på op til 40%. Pigmentindholdet er oplyst at være det samme, uanset om der anvendes uorganiske eller organiske pigmenter.

Tabel 7.1:
Typisk anvendte pigment produkter og pigmenter, samt om pigmentet potentielt kan fraspalte arylamin, indeholder kobber og/eller chlor

7.1.1.1 Organiske pigmenter

Ovennævnte organiske pigmenter er generelt meget lidt vandopløselige (<1 g/l) og findes i malingerne som små partikler. Partikelstørrelsen er typisk 0,2-1 m m (Surface Coatings, 1993). Normalt vil så store partikler ikke kunne passere biologiske membraner. Undersøgelser af pigmenter viser også, at disse ikke optages i kroppen ved indtag (Salah et al. 1984) Pigmentpartikler forventes derfor ikke at medføre biologiske effekter ved optag.

Den del af pigmenterne, der opløses i vand, vil kunne optages af vandlevende organismer og dermed potentielt kunne medføre effekter. Der er søgt efter data for pigmenternes opløselighed, men oftest oplyses, at pigmenterne ikke er vandopløselige (not soluble) eller, der angives, at opløseligheden er <1 g/l. De data, der er fundet, spænder fra 8 · 10^-7 - 3 · 10^-4 mg/l for phthalocyanin (pigment blå 15) (IUCLID 1996) og op til 1,3 mg/l for azo-pigmentet rød 53.1 (IUCLID 1996). Det skal bemærkes, at dette pigment ikke er med på hverken producenternes eller Produktregistrets liste over de mest anvendte pigmenter.

Der er for de organiske pigmenter fundet få data for toksicitet over for vandlevende organismer. Mange af de test, der er refereret, angiver toksicitetsværdier, der ligger langt over pigmenternes opløselighed. Det vurderes for de refererede forsøg, at den observerede toksicitet skyldes fysiske effekter som tilslemning af gæller mv. For blå phthalocyaninpigmenter er der opgivet en toksicitet (EC₁₀ og EC₂₀) over for bakterier på 750-10.000 mg/l (IUCLID 1996), selv om opløseligheden er angivet til 8 · 10^-7 - 3 · 10^-4 mg/l. Af de anførte pigmenter i tabel 7.1 er pigment grøn 7 det eneste organiske pigment, hvor der er fundet L(E)C₅₀-værdier på under 1.000 mg/l. LD₅₀-værdien er oplyst til 356 mg/l over for fisk (IUCLID 1996). En generel opgørelse over pigmenters fisketoksicitet viser ligeledes, at pigmenter ikke er særligt giftige. Ud af 56 testede pigmenter udviste kun ét en LC₀-værdi på under 10 mg/l, og 31 havde LC₀-værdier på 10-100 mg/l (ETAD 1978).

Både på grund af pigmenternes lave vandopløselighed, deres partikelstørrelse og kemiske struktur vurderes pigmenter at være svært nedbrydelige under aerobe forhold (Pagga & Brown 1986). Azofarvestoffer vil under anaerobe forhold spaltes ved azobindingen, hvorved der dannes arylaminer, og farvestoffet mister sin farve. Der er ved spaltningen kun tale om en primærnedbrydning (Brown & Laboureur 1983; Brown & Hamburger 1987). Azopigmenter og azofarvestoffer har stort set samme kemisk struktur bortset fra enkelte forskelle, der især har betydning for stoffernes vandopløselighed. Pigmenter må forventes at undergå samme reduktive spaltning som azofarvestofferne, dog er processen betydeligt langsommere (Anliker & Clarke 1980). Alle de organiske pigmenter undtagen phthalocyanin indeholder azobindinger. Arylaminer dækker mange stoffer. Visse af arylaminerne vurderes at være uønskede i miljøet, da de er ikke let nedbrydelige, toksiske over for vandlevende organismer og potentielt bioakkumulerbare. Desuden er visse arylaminer mistænkt for at være kræftfremkaldende.

Ingen af de mest anvendte azopigmenter er direkte nævnt på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2000).

Tre af de organiske pigmenter er chlorholdige. Ved fremstilling af disse pigmenter kan der ved chloreringen dannes andre chlorerede forbindelser som f.eks. polychlorerede dioxiner, furaner og biphenyler (PCB). Den direkte chlorering af pigmenterne vurderes at være den største kilde til dannelse af polychlorerede dioxiner og furaner. Men også ikke chlorerede pigmenter kan indeholde disse stoffer som urenheder fra syntesekemikalier eller fra anvendelse af chlorerede hjælpekemikalier, som f.eks. chlorerede opløsningsmidler (Ackermann 2000).

Pigmentet grøn 7 er et relativt meget chloreret phthalocyaninpigment. Ved analyse af 3 forskellige producenters pigmenter blev der fundet op til 0,444 mg dioxiner og furaner pr. kilo pigment. Undersøgelsen medtog kun dioxiner og furaner med 4 til 8 chloratomer, der som minimum udfyldte positionerne 2,3,7,8 (Brychy & Wagner 1998). Det er ikke muligt at omregne indholdet til TCDD-ækvivalenter, idet analyse resultaterne er angivet i grupper. Furaner og dioxiner med 4 og 5 chloratomer i mindst positionerne 2,3,7 og 8 er fundet i koncentrationer fra 0,0007 til 0,035 mg/kg. Disse to typer skal ganges med faktoren 1,0 eller 0,5 ved beregning af TCDD-ækvivalenter. Dioxiner og furaner med chloratomer i positionerne 2,3,7,8 vurderes at være de mest sundhedsfarlige (Astrup 1995).

Endvidere blev indholdet af dioxin og furan målt i blå phthalocyaninpigmenter af en type, der ikke er chlorerede. Der er refereret 2 metoder til fremstilling af blå phthalocyanin. En hvor der anvendes chlorerede opløsningsmidler, og en hvor der anvendes ikke chlorerede opløsningsmidler. Der er analyseret på 2 pigmenter, der er fremstillet ved anvendelse af chlorerede opløsningsmidler og et, hvor der ikke blev anvendt chlorerede opløsningsmidler. I de to pigmenter, hvor der blev anvendt chlorerede opløsningsmidler, blev indholdet målt til henholdsvis 0,012 og 0,070 mg/kg af dioxin og furan med chloratomer i positionerne 2,3,7,8. Dioxiner og furaner med 4 og 5 chloratomer i mindst positionerne 2,3,7 og 8 var 0,0067 og 0,0071 mg/kg. Hvis alle dioxiner og furaner med 4-8 chloratomer medtages, er indholdene angivet til 0,062 og 0,228 mg/kg. For pigmentet, der blev fremstillet uden anvendelse af chlorerede opløsningsmidler, blev der ikke detekteret chlorerede furaner eller dioxiner (Brychy & Wagner 1998). I en ældre undersøgelse er PCB-indholdet analyseret i 3 blå phthalocyaninpigmenter (ikke chlorerede). De to er produceret ved anvendelse af chlorerede opløsningsmidler. PCB indholdet i disse to pigmenter blev ved forskellige metoder målt til 31-121 mg/kg. For det ene pigment, der ikke blev produceret ved anvendelse af chlorerede opløsningsmidler, blev PCB ikke detekteret (Buchta et al. 1985). I en undersøgelse af pigment violet 23, der er et chloreret dioxoazin, blev der fundet indhold af dioxiner og furaner med 6, 7 eller 8 chlormolekyler på henholdsvis 1,7 og 83 mg/kg. Koncentrationerne svarer til 0,211 mg 2,3,7,8 TCDD-ækvivalenter pr. kg. (Remmers et al. 1992). Pigmentet er ikke et af de pigmenter, der ifølge producenter og Produktregistret anvendes hyppigt.

For de øvrige chlorerede pigmenter, der indgår i dette projekt, er der ikke fundet undersøgelser af indhold af dioxiner, furaner eller PCB. Ligeledes er der ikke fundet en generel gennemgang af furan- og dioxinindholdet i pigmenter.

I Tyskland er der grænseværdier for produkters indhold af polychlorerede dioxiner og furaner (Brychy & Wagner 1998; Ackermann 2000). Grænseværdierne gælder for forskellige grupper af dioxiner og furaner. Grupperingen er ikke sammenfaldende med de toksicitetsfaktorer (omregningsfaktorer), der er gældende ved beregning af TCDD-ækvivalenter og ikke alle stoffer, der indgår i den internationale ækvivalentberegning, er omfattet af grænseværdierne. Hvis det lidt konservativt antages, at den højeste toksicitetsfaktor for hver gruppe er gældende for alle isomererne i hele gruppen, vil grænseværdien i den tyske regulering svare til 2,35 m g TCDD-ækvivalenter/kg pigment. Ved undersøgelsen blev der fundet dioxinkoncentrationer, der var op til en faktor ca. 20 over grænseværdierne (Brychy & Wagner 1998). For pigmenter produceret i Vesten var overskridelserne kun op til en faktor ca. 2. Af de 22 undersøgte pigmentprøver overholdt 17 ikke de tyske grænseværdier.

Samlet vurdering af organiske pigmenter

På det foreliggende grundlag må alle organiske pigmenter, der indgår i denne undersøgelse, vurderes som uønskede i miljøet, da de enten kan fraspalte arylaminer under anaerobe forhold og/eller indeholder kobber, der er et problem ved genanvendelse af spildevandsslam, og/eller potentielt kan indeholde urenheder af chlorerede dioxiner, chlorerede furaner og PCB. Det skal dog bemærkes, at pigmenternes indhold af dioxin ikke vurderes at bidrage væsentligt til dioxinforureningen i forhold til andre dioxinkilder. Det skal bemærkes, at pigmenterne på grund af deres langsomme nedbrydelighed må forventes at kunne ophobes i miljøet.

7.1.1.2 Uorganiske pigmenter

De uorganiske pigmenter, der oftest anvendes, er baseret på oxyder af jern, zink, chrom, titan eller nikkel. Af disse 5 metaller betegnes de 3 (zink, chrom og nikkel) som tungmetaller. Ingen af metalforbindelserne er særligt opløselige i vand ved neutralt pH, og ingen af de fundne refererede toksicitetsundersøgelser viser EC₅₀-værdier under 100 mg/l. Der forventes således ikke akutte effekter fra udledning af uorganiske pigmenter til hverken recipient eller til kloaksystem. Ved udledning til kloak vil tungmetallerne hovedsageligt ende i spildevandsslammet og i sedimentet ved udledning til recipient. Begge steder vil de bidrage til tungmetalbelastningen. På den baggrund vurderes pigmenter, der indeholder tungmetaller, at være problematiske i miljøet, mens der ikke er problemer forbundet med udledning af pigmenter baseret på titan og jern. Der er ikke fundet oplysninger om indhold af urenheder.

Nikkel- og chromforbindelser er medtaget på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2000).

7.1.2 Bindere og polymere fortykkelsesmidler

I malingsprodukterne anvendes typisk to typer bindere: Dispersionspolymerer og alkyder. Polymerbindere vil typisk være acrylater, vinylacetater, copolymerer o.lign. Der er ikke tale om kendte kemikalier med eksakte strukturer men produkter, der er kendetegnet ved deres størrelsesfordeling, antal krydsbindinger og forskellige typer af monomerer i polymeren. Der er typisk tale om molekylvægte på 1.000-400.000 g/mol (Hamilton & Sutcliffe 1996).

Polymere fortykkelsesmidler er af samme type som polymerbinderne og behandles som en kemisk gruppe.

Alkyderne vil typisk være syntetisk fremstillede eller baseret på vegetabilske olier og vil typisk være for polymeriserede til molekyler med en molvægt på 3.000-15.000 g/mol. Alkyderne vil ligesom dispersionspolymererne have et vist indhold af såvel meget små molekyler (monomerer) som meget store. Alkyder anvendes typisk i opløsningsmiddelbaserede produkter.

De typer af polymerbindere, der anvendes oftest ifølge både producenter og Produktregistret, er listet i tabel 7.2. Endvidere er angivet, hvilken type binderen er med hensyn til opbygning af reaktive monomerer og eventuel polaritet. I samme liste er medtaget polymere fortykningsmidler, der er af samme type som dispersionspolymererne.

Tabel 7.2:
Typisk anvendte polymerbindere, deres monomertype og polaritet

Polymerbindere anvendt i maling er typisk polymeriserede monomerer med en molvægt på 1.000-400.000 g/mol. Binderne er meget lidt vandopløselige (<500 mg/l, Hamilton & Sutcliffe 1997) og forefindes typisk som vandige dispersioner. Dispersionerne er stabiliseret med forskellige typer tensider samt i visse tilfælde også opløsningsmidler og olier. Hvis binderdispersionen fortyndes med vand, vil dispersionen blive ustabil, og polymererne vil koagulere. Miljøvurdering for det akvatiske miljø er vanskelig at udføre, idet polymererne ved fortynding i miljøet eller i kloaksystemer vil ændres, og dele af polymererne vil forefindes i "klumper".

Endvidere vil polymererne sorbere til partikler i vandmiljøet. Sorbtion er især karakteristisk for polære polymerer dvs. kationiske eller anioniske. For apolære polymerer uden ioniske funktionelle grupper er koncentrationsfordelingen mellem vand og suspenderet stof (Kd) ved forsøg fundet til 745 (Hamilton & Sutcliffe 1997). Ved forsøget var kulstofindholdet i det suspenderede materiale 27%. Dermed kan koncentrationsforholdet mellem vand og organisk kulstof (Koc) beregnes til 2.730. Ved risikovurdering af kemiske stoffer, der udledes til recipient, jf. Europakommissionens vejledning i risikovurdering, TGD (Technical Guidance Document, EC 1996) er indholdet af suspenderet materiale fastsat til 15 mg/l i ferskvand og den organiske fraktion (f_oc) udgør 10% heraf. På den baggrund kan andelen af polymerbinder, der forefindes i vandfasen umiddelbart efter udledningen estimeres. For ovennævnte polymer med en K_oc på 2.730 viser beregningen, at umiddelbart efter udledningen vil 0,4% af polymeren være bundet til suspenderet materiale, og 99,6% vil være opløst i vandet. Ligevægten mellem polymer opløst i vandfasen og polymer bundet til suspenderet materiale vil med tiden forskydes, så det meste af polymeren bindes til suspenderet materiale. Hvis polymererne er polære, vil de bindes hårdere til partikler som f.eks. lermineraler og suspenderet organisk materiale. Endvidere er sorptionen til partikler afhængig af sorptionens varighed således, at jo længere en polymer har sorberet, des mindre bliver polymerens biotilgængelighed (vandopløselighed). Undersøgelser viser at udvaskeligheden af polymerer fra gulvlakker falder med længden af den tid polymeren har været i kontakt med spildevandslam (Guiney 1994). Lignende resultater er set med andre sorberende kemikalier (Steinberg et al. 1987).

Ved udledning til kloaksystem og renseanlæg vil mængden af suspenderet materiale i spildevandet være så stor, at langt det meste af polymererne vil sorbere hertil. Undersøgelser viser, at langt den største fjernelse af polymerer fra spildevandet foregår ved sorbtion til slammet, og kun en mindre del nedbrydes. På baggrund af målinger af fjernelse i renseanlæg og ved udførelse af SCAS test (Semi Continious Activated Sludge) vurderes fjernelsen i biologiske renseanlæg altid at være over 96% for både anioniske, nonioniske og kationiske polymerer (Hamilton & Sutcliffe 1997).

På den baggrund må det konkluderes, at polymerbindere, der udledes direkte til miljøet, i stor udstrækning vil forefindes i vandfasen umiddelbart efter udledning og dermed være biotilgængelig og kunne udøve en toksisk effekt på vandlevende organismer. Med tiden vil andelen af polymeren der er bundet til suspenderet materiale, øges, og eksponeringskoncentrationen over for vandlevende organismer tilsvarende reduceres.

Ved udledning til kloaksystem og renseanlæg vil langt de største mængder blive bundet til organiske partikler og dermed ende i slammet.

Polymerer i maling er designet til at skulle modstå såvel biotisk som abiotisk nedbrydning. Der er konstateret fotolytisk nedbrydning af polymerer, der indeholder carbonylgrupper eller metaladditiver (Barensberger et al. 1990). Der er ikke fundet oplysninger om tilsvarende fotolytisk nedbrydning af acrylpolymerer eller andre typisk anvendte malingspolymerer.

Biotisk nedbrydning af polymererne kræver, at mikroorganismer får adgang til polymerkæden og initierer en enzym katalyseret hydrolyse, der medfører, at polymerkæden spaltes. Polymerer er typisk bionedbrydelige, når de danner amorfe strukturer, er vandopløselige og består af fleksible kæder (Hamilton & Sutcliffe 1997). Biotisk nedbrydning af acrylpolymerer forekommer ikke, hvis molvægten er over 500 (Barensberger et al. 1990). Endvidere sorberer bindere som tidligere nævnt typisk meget hårdt til organiske partikler, hvorved nedbrydningshastigheden bliver endnu langsommere.

Generelt må polymerbinderne betegnes som persistente, og kun eventuelle restmonomerer og små polymermolekyler i polymerbinderne kan nedbrydes biologisk inden for et kortere tidsrum efter udledning til miljøet eller ved behandling i renseanlæg.

Polymerernes toksicitet er på grund af deres sorberende egenskaber meget afhængige af mængden af organisk stof i miljøet. Ligeledes kan testmediets indhold af organisk stof påvirke testresultaterne ved laboratorietestning. De effekter, der iagttages ved test, kan være af fysik karakter, så som at polymeren sætter sig på gællerne hos fisk og dermed medfører kvælning. Denne effekt er især gældende for reaktive polymerer, som f.eks. kationiske polymerer. I en undersøgelse blev 20 ikke reaktive dispersionspolymerer fundet ikke særligt giftige over for vandlevende organismer (EC₅₀ >100 mg/l). Polymererne var af typen acrylater, methacrylater, acrylamid, acrylnitrilstyren, butadien og vinylacetat (Hamilton & Sutcliffe 1997). Hvis der i polymerer baseret på ikke reaktive monomerer indbygges kationiske molekyler som funktionelle grupper, som f.eks. langkædede, ethoxylerede aminer, øges toksiciteten væsentligt. I tabel 7.3 er vist toksiciteten af forskellige testede polymersystemer (Hamilton & Sutcliffe 1997).

En undersøgelse af acryldispersionspolymerers toksicitet over for nitrifikationsprocessen i renseanlæg, viser, at dispersionspolymerer sandsynligvis ikke vil medføre nitrifikationshæmning. Alle testresultater er angivet som EC₅₀ > 100 mg/l (Hamilton & Sutcliffe 1997).

Polymere fortykkelsesmidler kan være kationiske og reaktive polymerer og dermed af de typer, der kan være toksiske over for akvatiske organismer.

Tabel 7.3:
Akvatisk toksicitet af forskellige typer acryldispersionspolymerer over for fisk, krebsdyr og alger

Dispersionspolymererne vil ved udledning til kloaksystemet formentlig ikke påvirke nitrifikationen i renseanlæg væsentligt. Den væsentligste del af polymererne vil sorbere til organiske og uorganiske partikler i renseanlægget og ende i slammet. Der vil ikke foregå nogen væsentlig nedbrydning af polymererne.

Ved udledning af maling direkte til recipient vil der umiddelbart efter udløbet være høje polymerkoncentrationer i vandfasen. Polymererne vil i vandet sorbere til partikler i den udstrækning, de forefindes i vandet. Ved udledning til "rent" vand vil den andel, der sorberer, være meget begrænset, idet der kun i begrænset omfang findes suspenderet materiale, det kan sorbere til. Der er ikke foretaget modellering af koncentrationsudviklingen ved udledning til f.eks. et vandløb. Ved udledning til et rent vandløb vil koncentrationen forblive relativt høj, og polymeren vil fortyndes i vandløbet som følge af turbulens mv.

Der er meget forskel på dispersionspolymerernes toksicitet. Hvis malingsprodukterne er baseret på de lavtoksiske polymerer, vil selv større mængder maling udledt til recipient sandsynligvis ikke medføre væsentlige effekter, hvorimod de mere toksiske, reaktive polymerer sandsynligvis vil kunne medføre effekter. De refererede undersøgelser viser en forskel i toksiciteten på over en faktor 300 for den akvatiske toksicitet. Det er på det foreliggende grundlag ikke muligt at vurdere de enkelte anvendte dispersionspolymerer, da strukturen oftest er hemmelig, og der i de refererede undersøgelser ikke er angivet eksakte oplysninger om de testede polymersystemer. Fortykkelsespolymerer kan både være reaktive og baseret på kationiske monomerer og derved være mere miljøfarlige. Det skal bemærkes, at polymererne på grund af deres langsomme nedbrydelighed må forventes at kunne ophobes i miljøet.

Alkyderne består af polymeriserede olier/fedtsyrer, dibasiske syrer/anhydrider, og polyvalente alkoholer. Der er ikke fundet økotoksikologiske data for de nævnte alkyder. Ud fra molekylernes størrelse (typisk molvægt fra 3.000-15.000 g/mol) og struktur vurderes de at være meget lidt vandopløselige. For et par alkyder baseret på tallolie (restprodukt fra papirproduktion) og et andet træbaseret alkyd (eucalyptus) er det antydet, at alkyder kan være meget giftige over for vandlevende organismer (EC₅₀ <1 mg/l), ikke let nedbrydelige og potentielt bioakkumulerbare. For andre alkyder er der ikke fundet data med hensyn til toksicitet over for vandlevende organismer på under 100 mg/l. For dataene er der ikke oplyst molekyle størrelser og fordelinger. På den baggrund vurderes alkyder, der anvendes i maling, på grund af deres størrelse og vanduopløselighed at være uproblematiske i miljøet, men der kan forekomme visse alkydtyper eller visse monomerer, der er både problematiske og uønskede i miljøet (alkyder baseret på tallolie og eucalyptus olie). Det skal bemærkes, at alkyderne på grund af deres langsomme nedbrydelighed må forventes at kunne ophobes i miljøet.

7.1.3 Opløsningsmidler

Mineralolieprodukterne omfatter en lang række produkter spændende fra mineralsk terpentin bestående af hydrocarboner med 6-9 kulstofatomer til alifatiske paraffiner med op til ca. 80 kulstofatomer. Produkterne indeholder varierende mængder af aromatiske forbindelser, og de alifatiske forbindelser er forgrenet i varierende grad. Mineralolieprodukterne anvendes som opløsningsmidler, skumdæmpere og blødgørere.

Mineralsk terpentin er ifølge branchen almindeligvis ikke indeholdt i vandfortyndbar vægmaling. Mineralsk terpentin er fundet ved en søgning på indholdsstoffer i vandbaseret væg- og loftsmaling i Produktregistret. Enkelte produkter var registreret med 1-5% mineralsk terpentin i februar 1999, hvor dataudtrækket blev foretaget.

For en del af de produkter, der består af de mindste kulbrinter, er der fundet data om toksicitet, nedbrydelighed og bioakkumulerbarhed. Generelt er de korteste kulbrinter (C₆-C₁₂) de mest toksiske over for akvatiske organismer, hvorimod kulbrinter med længere (C₁₂-C₈₀) kæder er langt mindre toksiske. Den mindre toksicitet kan skyldes, at kulbrinternes vandopløselighed falder med stigende kulstofkæde. For kulbrinter med mere end 20 kulstofatomer vil vandopløseligheden sjældent være så høj, at der iagttages effekter ved akutte test (CONCAWE 1999). For de produkter, der hovedsageligt består af korte kulbrinter, er der ved standardtest fundet EC₅₀-værdier på ned til 0,42 mg opløst kulbrinte/l (IUCLID 1996). Testen var udført på den vandopløste fraktion, der ikke er identisk med det testede produkt. Koncentrationen af det testede produkt var 1,42 mg/l. Mange af de testede lette kulbrinteprodukter (C₆-C₁₂) har EC₅₀-værdier fra 1-10 mg/l testet på udgangsprodukterne. For de tungere kulbrinter falder den akutte toksicitet. For tunge kulbrinteprodukter (C₁₅-C₈₀) er der ikke fundet EC₅₀-værdier på under 1.000 mg/l.

Bionedbrydeligheden er størst for de lette kulbrinter. Ingen af de produkter, der er testet for let nedbrydelighed, er dog fundet at være let nedbrydelige. Det er ikke oplyst, om der er komponenter i kulbrinteprodukterne, der er let nedbrydelige, ligesom der ikke foreligger oplysninger om indhold af kulbrinter, der må betegnes som svært nedbrydelige (persistente). Rene alifatiske forbindelser er let nedbrydelige, når kulstofkæden er mindre end ca. 20 kulstofatomer (MITI 1992).

For alle de mineralolie produkter, der er fundet data om, er det oplyst, at produkterne indeholder stoffer med log P_ow over 3 og dermed betegnes som potentielt bioakkumulerbare.

Generelt for de lette kulbrinteprodukter gælder, at de vurderes at være kræftfremkaldende og skal mærkes med risikosætning R45 "Kan fremkalde kræft", hvis de indeholder >0,1% benzen eller >3% DMSO-ekstrakt. Producenterne oplyser, at de ikke har kendskab til, at der i dag anvendes mineraloliebaserede opløsningsmidler med et indhold på >0,1% benzen eller >3% DMSO-ekstrakt. For nogle af de tungere kulbrinter (C₂₀-C₈₀) er der ved test ikke fundet tegn på kræftfremkaldende effekter (CONCAWE 1999).

Blandede xylener består af 3 isomerer og ethylbenzen. Produktet xylen er let nedbrydeligt og ikke potentielt bioakkumulerbart. Den akutte toksicitet (LC₅₀-værdier) over for vandlevende organismer er fundet ned til 8,2 mg/l. Xylen vurderes at være uproblematisk ved afledning til renseanlæg og ved spild på jord, men ved udledning direkte til recipient kan xylen være problematisk på grund af den akutte toksicitet. I miljøet vil xylen nedbrydes forholdsvist hurtigt.

Xylener er ifølge branchen ikke indeholdt i de malingsprodukter, der benyttes inden for de beskrevne produkttyper (vandbaseret væg- og loftsmaling, vandbaseret træbeskyttelse, grundingsolie, udendørs maling baseret på vand eller organiske opløsningsmidler). Xylener er fundet ved en søgning på indholdsstoffer i bygningsmaling i Produktregistret. Produktregistret oplyser, at xylener kan indgå i specialprodukter eller i importerede produkter.

Generelt indeholder alle de kulbrinteprodukter, der er fundet oplysninger om, stoffer der er ikke let nedbrydelige og potentielt bioakkumulerbare. Toksiciteten varierer betydeligt alt efter kulbrinternes størrelse. De lette kulbrinteblandinger vil, på grund af at de også er meget toksiske over for vandlevende organismer, være uønskede eller problematiske i miljøet. De tungere kulbrinteblandinger vil derimod sandsynligvis ikke medføre akutte effekter i miljøet. Der er dog mulighed for, at de ophobes i miljøet, hvis de er meget svært nedbrydelige. Visse af kulbrinteblandingerne er optaget på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2000).

De mest anvendte glycoler og alkoholer udgør tilsammen ca. 20 stoffer. Generelt gælder for de glycoler og alkoholer, der er fundet miljømæssige data for, at de ikke er særligt toksiske over for vandlevende organismer (EC₅₀-værdier på 90-9.300 mg/l), ikke er potentielt bioakkumulerbare, og de fleste er let nedbrydelige. Enkelte polysubstituerede alkoholer er dog ikke let nedbrydelige (f.eks. 2,2-bis(hydroxymethyl)butanol), ligesom polyglycoler (langkædede glycoler) nedbrydes langsommere med stigende kædelængde. En anden undtagelse er Texanol der både er rimelig toksisk over for vandlevende organismer (EC₅₀-værdier på 18-30 mg/l), er potentielt bioakkumulerbart og er ikke let nedbrydeligt. Texanol er et meget forgrenet molekyle og indeholder både en keton, en alkohol og en etherbinding.

På den baggrund vurderes alle ikke-forgrenede alkoholer og glycoler at være uproblematiske i miljøet. Langkædede polyglycoler og polysubstituerede alkoholer er ikke let nedbrydelige. De data, der er fundet for stofferne, viser, at de ikke er særligt toksiske, hvorfor det ikke forventes, at de vil medføre toksiske effekter i miljøet, selv om de potentielt kan ophobes. Texanol vil ved udledning til vandmiljøet og på jorden være at betegne som problematisk, og udledningen bør begrænses, så effekter undgås.

De mest anvendte ketoner er butanon, 4-methyl-4-hydroxy-2-pentanon og 4-methyl-1,3-dioxolan. Alle ketonerne er er let nedbrydelige, ikke potentielt bioakkumulerbare og ikke særlig toksisk over for vandlevende organismer (L(E)C₅₀ >400 mg/l) og vurderes at være uproblematisk i miljøet.

7.1.3.4 Acetater

Butyl- og ethylacetat er begge let nedbrydelige. Ethylacetat er ikke særlig toksisk (LC₅₀-værdier >100 mg/l), men er kraftigt bioakkumulerbart. Der er refereret undersøgelser med biokoncentreringsfaktorer på op til 13500. Stoffer med lav log K_ow opnår ved test meget hurtigt ligevægt mellem testmediet og testorganismen. Log K_ow er bestemt til 0,73og ligevægt vil således være indtruffet på under 2 dage (Miljøstyrelsen 1994b). Derved er der ved testen af stoffets toksicitet taget højde for stoffets evne til at bioakkumulere. På den baggrund vurderes ethylacetat at være uproblematisk i miljøet. Butylacetat er mere toksisk (LC₅₀-værdier ned til 10 mg/l) og er ikke potentielt bioakkumulerbart. Butylacetat vurderes at være uproblematisk ved afledning til renseanlæg og ved spild på jord, men ved udledning direkte til recipient kan butylacetat være problematisk på grund af den akutte toksicitet. I miljøet vil butylacetat nedbrydes forholdsvist hurtigt.

7.1.4 Dispergeringsmidler og pH-regulatorer

Dispergeringsmidler omfatter polyglycolethere og estre, carboxylsyreestre, aminer, fosfater, nonylphenolethoxylater og organiske natriumsalte og lecitin. pH-regulatorer er ammonium og ammoniak. Ureaforbindelser, ammonium/ammoniak, aminer, nonylphenolethoxylater, carboxylsyreestre og lecitin beskrives i dette afsnit. De øvrige er omfattet af andre afsnit på grund af deres kemiske strukturer mv.

Lecitin er en naturligt forekommende emulgator og anvendes som dispergeringsmiddel. Lecitin findes bl.a. i sojabønner, hvorfra den udvindes til industriel brug. Der er ikke fundet oplysninger om lecitins miljøegenskaber, men på baggrund af lecitins oprindelse og anvendelsen i store mængder i bl.a. fødevarer forventes lecitin ikke at være et problem i miljøet.

Gruppen af kvaternære ammoniumforbindelser omfatter 2 stoffer. Stofferne kan ikke betragtes som let bionedbrydelige. Der er endvidere fundet data, der viser biokoncentreringsfaktorer på op til 256 og akutte effekter på vandlevende organismer på mindre end 1 mg/l. Stoffernes octanol/vandkoefficienter er relativt lave (< 3). Stoffernes kationiske egenskaber medfører imidlertid, at de bindes til negativt ladede partikler i miljøet, som f.eks. bakterielle partikler i renseanlæg og gæller på fisk i recipienten. Stofferne må betragtes som uønskede både ved udledning til recipient, renseanlæg og ved spild på jord.

Der er fire aminforbindelser, hvoraf der er fundet miljødata for de tre. To af stofferne, nitrilotriethanol og diethanolamin, er begge fundet at være ikke let bionedbrydelige, mens stoffet 1,2-ethandiamin er let bionedbrydeligt. Ingen af stofferne er potentielt bioakkumulerbare. Litteraturdata viser, at stofferne alle er toksiske over for vandlevende organismer med minimums akutte effektkoncentrationer på mellem 0,88 og 1,8 mg/l (LC/EC₅₀) og med 1,2-ethandiamin som det mest toksiske. 1,2-ethandiamin kan derfor betegnes som meget giftig ved udledning direkte til recipient og nitrilotriethanol og diethanolamin som giftige. Stofgruppen vurderes som helhed at være uønsket i miljøet. Dog er 1,2-ethandiamin på grund af let nedbrydelighed uproblematisk ved spild på jord eller ved udledning til kloak.

Diethanolamin er medtaget på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2000) på grund af stoffets sundhedsmæssige egenskaber.

Ureaforbindelser er ifølge branchen ikke indeholdt i de malingsprodukter, der benyttes inden for de beskrevne produkttyper (vandbaseret væg- og loftsmaling, vandbaseret træbeskyttelse, grundingsolie, udendørs maling baseret på vand eller organiske opløsningsmidler). En enkelt ureaforbindelse er fundet ved en søgning på indholdsstoffer i bygningsmaling i Produktregistret. Produktregistret oplyser, at ureaforbindelser kan indgå i specialprodukter eller i importerede produkter.

Den oplyste forbindelse er langkædet og ligner i strukturen aminer. På grund af strukturen forventes stoffet ikke at være let nedbrydeligt og være rimeligt toksisk. På den baggrund vurderes ureaforbindelsen at være problematisk eller uønsket i miljøet.

Forbindelsen er kvælstofholdig og vil ved udledning til recipient bidrage til eutrofiering.

Denne gruppe omfatter fire stoffer. Der er fundet miljødata for tre af stofferne. Stofferne er ikke let bionedbrydelige, de er bioakkumulerbare og samtidig meget toksiske over for vandlevende organismer (LC/EC₅₀-værdier på ned til <1,0 mg/l). Ved nedbrydning af stoffernes ethoxylatkæde øges toksiciteten yderligere. For 4-nonylphenol er der f.eks. fundet LC/EC₅₀-værdier ned til 0,0563 mg/l (72 timers algetest baseret på biomasse).

Stofferne er placeret på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer, men er endnu ikke medtaget på Listen over farlige stoffer. Stofferne ønskes begrænset på grund af de koncentrationsniveauer, der er fundet ved moniteringer samt stoffernes miljøbelastning i forbindelse med anvendelse af restprodukter som f.eks. kompost eller slam (Miljøstyrelsen 2000). Det vurderes, at stofferne er uønskede i miljøet.

Ammoniak og ammonium anvendes som pH-regulatorer i malingsprodukterne og er i princippet det samme stof, men ændrer karakter alt efter miljøets pH og vil ved udledning til recipient bidrage til eutrofiering. Stoffernes akutte toksicitet (LC₅₀) over for både fisk og krebsdyr er angivet at være < 0,5 mg/l. Stofferne skal derfor klassificeres som miljøfarlige (N; R50). Direkte udledning af ammonium og ammoniak til recipient og spild på jorden kan forventes at give anledning til akutte toksiske effekter. Ved udledning via kloaksystem og renseanlæg må stofferne betragtes som uproblematiske, idet alle større danske renseanlæg (> 5.000 personækvivalenter) har kvælstoffjernelse og krav til N-koncentrationen i afløbet. Ammoniak omdannes via nitrifikation og denitrifikation til N₂ i renseanlægget og forventes derfor ikke at medføre uønskede effekter i miljøet, med mindre renseanlægget tilledes ammoniakkoncentrationer, der vil medføre hæmning af renseanlæggets nitrifikation. Begyndende nitrifikationshæmning er set ved en ammoniak/ammoniumkoncentrationer på 100 mg N/l. Ammoniak og ammonium er uønsket ved udledning direkte til miljøet.

7.1.5 Konserveringsmidler og fungicider

De typisk anvendte konserveringsmidler og fungicider udgør 15 stoffer herunder natriumbenzoat og nitrit. Endvidere anvendes isothiazoloner, der ved fremstillingsprocessen danner to forskellige aktive stoffer, der sælges som et produkt. Generelt er alle biociderne meget toksiske over for vandlevende organismer (L(E)C₅₀-værdier <1 mg/l). Kun for natriumbenzoat og di-butyl-p-cresol er de laveste L(E)C₅₀-værdier over 1 mg/l (henholdsvis 100 mg/l og 1,44 mg/l). Det mest toksiske produkt er carbendazim, hvor der er fundet LC₅₀-værdier på ned til 0,007 mg/l). Kun natriumbenzoat er fundet let nedbrydelig i standardtest for let nedbrydelighed. Nitrit, der også er meget toksisk, vil i vandmiljøet være en kvælstofkilde for planter og alger mv. (og bidrage til eutrofiering) Endvidere er nogle af biociderne (potentielt) bioakkumulerbare, og tre af biociderne skal mærkes med, at de kan medføre varige skader på helbredet (mutagene og carcinogene effekter). På den baggrund skønnes alle biociderne undtagen natriumbenzoat og nitrit at være uønskede i miljøet. Nitrit kan være problematisk ved for høje koncentrationer på grund af dets toksicitet og natriumbenzoat vurderes at være uproblematisk i miljøet.

Tributyltin er meget giftig over for vandlevende organismer, er ikke let nedbrydelig og potentiel bioakkumulerbar og dermed uønsket i miljøet. Organiske tinforbindelser er medtaget på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2000). Tributyltinoxid (TBTO) er ifølge branchen ikke indeholdt i træbeskyttelse i dag. TBTO er imidlertid fundet ved en søgning i Produktregistret. Forklaringen på dette kan være, at et forbud mod tributyltinoxid (TBTO) trådte i kraft 1. juli 1999, men Produktregistrets data blev udvalgt og udtrukket i begyndelsen af 1999 og tegnede dermed et billede af produktsammensætningen på daværende tidspunkt, hvor forbudet endnu ikke var trådt i kraft.

7.1.6 Skindhindrende middel

Det eneste stof, der er angivet som anvendt skindhindrende middel, er methyl-ethyl-ketoxim. Stoffet er ikke bioakkumulerbart, er ikke let nedbrydeligt og moderat toksisk (L(E)C₅₀-værdier ned til 83 mg/l). På den baggrund vurderes stoffet at være problematisk i miljøet og udledningen skal begrænses så effekter undgås. Det skal bemærkes, at methyl-ethyl-ketoxim er på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer på grund af stoffets sundhedsrelaterede effekter og ikke på grund af miljørelaterede egenskaber (Miljøstyrelsen 2000).

7.1.7 Blødgører

Blødgører omfatter de kemiske grupper, fedtsyrer og langkædede mineralolieprodukter (se mineralolieprodukter), chlorparaffin samt dibutylphthalat.

Der er kun fundet data for en enkelt af de specifikke fedtsyrer, der er nævnt i listen fra Produktregistret. Der findes dog data for mange analoge fedtsyrer. Generelt for alle de fedtsyrer, der er fundet data for, er, at de er let nedbrydelige, potentielt bioakkumulerbare og ikke særligt toksiske over for vandlevende organismer. Den relativt lave toksicitet skyldes også, at fedtsyrerne ofte er meget lidt vandopløselige. Meget lange fedtsyrer (>20 kulstofatomer) og fedtsyrer med forgrenet kulstofkæde er langsomt nedbrydelige. Der er fundet data for meget lange eller forgrenede fedtsyrer, der ikke er let nedbrydelige. Generelt vurderes fedtsyrer at være uproblematiske i miljøet.

Dibutylphtalat er ifølge branchen ikke indeholdt i de malingsprodukter, der benyttes inden for de beskrevne produkttyper (vandbaseret væg- og loftsmaling, vandbaseret træbeskyttelse, grundingsolie, udendørs maling baseret på vand eller organiske opløsningsmidler). Dibutylphtalat er fundet ved en søgning på indholdsstoffer i opløsningsmiddelbaseret træbeskyttelse i Produktregistret. Produktregistret oplyser, at dibutylphtalat kan indgå i specialprodukter eller i importerede produkter.

Producenterne har via FDLF kortlagt forbruget af phthalater i de produkter, der indgår i dette projekt. Ifølge produktkortlægningen anvendes phthalatblødgørere ikke længere i bygningsmalinger.

Dibutylphthalat er let nedbrydeligt, bioakkumulerbart og meget toksisk over for vandlevende organismer (L(E)C₅₀-værdier ned til 0,48 mg/l). Endvidere er dibutylphthalat omfattet af Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2000). På grund af stoffets toksiske effekter er stoffet uønsket i miljøet ved direkte udledning til recipient. Ved udledning til kloak eller spild på jord vurderes stoffet på grund af dets let nedbrydelighed at være uproblematisk.

Dibutylphthalat er medtaget på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2000). Dibutylphthalat er problematiske i affaldskredsløbet.

Chlorparaffiner er meget giftige over for vandmiljøet og kan være ikke let nedbrydelige. På den baggrund vurderes chlorparaffiner at være uønskede i miljøet.

Ifølge producenterne anvendes chlorparaffiner ikke længere i bygningsmalinger.

Chlorparaffiner er medtaget på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2000) på grund af stoffets skadelige effekter på vandmiljøet.

7.1.8 Fyldstoffer og fosfater

Fyldstofferne omfatter 12 stoffer, som primært består af calcium- og silikatforbindelser. Med til gruppen hører også aluminiumoxid samt mineraler med klorit- og micagrupper. Der er ikke fundet specifikke økotoksikologiske data for disse stoffer i litteraturen. Et enkelt af stofferne, kaliumsilikat, er klassificeret som værende svagt toksisk over for vandlevende organismer (Roth 1994). Stofferne er naturligt forekommende, uorganiske mineraler, der ikke er bionedbrydelige. De ville kunne medføre fysiske og for enkelte af stofferne også kemiske (alkaliske reaktioner) problemer i kloaksystem og renseanlæg ved udledning i store mængder.

Det har ikke været muligt at identificere stofferne bag "Chlorite mineral groups", men der er tale om et mineralsk produkt baseret på bjergarten klorit. Klorit indeholder hovedsageligt grundstofferne magnesium, aluminium, jern og silicium.

Der anvendes typisk 3 uorganiske fosfater. Der er ikke fundet data for stoffernes miljøeffekter i den søgte litteratur. Stofferne vurderes som uproblematiske ved udledning til renseanlæg med fosfatfjernelse, idet det antages, at der sker en fjernelse ned til grænseværdien før udledning til recipient. Fosfatfjernelse sker i dag på alle danske renseanlæg med en størrelse på mere end 5.000 personækvivalenter (PE). Fosfaterne forventes ikke at give effekter i jordmiljøet ved spild af malingsprodukter. Udledning til recipient eller via renseanlæg uden fosforfjernelse må betragtes som uhensigtsmæssigt på grund af fosfats bidrag til eutrofiering.

7.1.9 Fortykningsmidler

Gruppen omfatter hydroxyethylcellulose og polymere fortykningsmidler. Sidstnævnte er omfattet af afsnittet om polymerbindere.

Gruppen omfatter tre stoffer. Miljødata, som alene er fundet for stoffet 2-hydroxyethylethercellulose viser, at stoffet ikke er let bionedbrydeligt. Stoffet udviser imidlertid ikke stor akut toksicitet over for vandlevende organismer, idet EC₅₀ > 100 mg/l. Desuden er stoffet en modificeret hydroxylether af cellulose, som forekommer naturligt i store mængder i miljøet. Ved spild af selve stoffet har leverandøren angivet, at mindre mængder kan tillades udledt til renseanlæg. På baggrund af de foreliggende oplysninger vurderes det, at hydroxyethylcelluloserne i malervarerne er uproblematiske ved udledning til miljøet.

7.1.10 Organiske natriumsalte og sikkativer

Der er to salte, der er grupperet under organiske natriumsalte, hvoraf der er fundet miljødata i Aquire (Aquire 2000) for det ene: Natriumsaltet af di(2-ethylhexyl)sulfosuccininsyre. Effektkoncentrationer (EC/LC₅₀) for vandlevende organismer er mellem 4 og 15 mg/l. Stoffet er endvidere fundet at være ikke let bionedbrydeligt (MITI 1992), men uden potentiale for bioakkumulering. Stoffet kan anses for at være problematisk ved udledning til vandig recipient og til renseanlæg samt ved spild på jord. Spild bør begrænses, så effekter undgås i disse miljøer.

Gruppen af sikkativer består hovedsageligt af en række metalsalte af forskellige fedtsyrer. Gruppen indeholder salte med kortere og længere uforgrenede og forgrenede alkylkæder (C₆-C₁₈) samt cykliske forbindelser som naphthenater (decalin). Der er kun fundet ganske få miljødata for sikkativerne. Den laveste LC₅₀-værdi er fundet for zinknaphthenat med en værdi på 1,5 mg/l. Der er derudover fundet effektdata for enkelte af de ikke-cykliske fedtsyrer, der viser EC/LC₅₀ > 100 mg/l.

Ved at inddrage data fra andre stoffer med tilsvarende kemiske struktur er det vurderet, at stofferne med de kortere alkylkæder er let bionedbrydelige, og at hastigheden af bionedbrydningen aftager med stigende kædelængde. De ikke-cykliske fedtsyresaltes potentielle bioakkumulerbarhed forventes at afhænge af kædelængden, således at stoffernes potentielle bioakkumulerbarhed vokser med alkylkædelængde. På basis af analogislutninger for ikke-cykliske fedtsyrer (palmitinsyre, caprylinsyre) vurderes det, at de sikkativer, der er salte af disse syrer, generelt ikke vil være problematiske for hverken jord- eller vandmiljøet. Det skal dog fremhæves, at metallerne zink, bly og cobolt, der indgår i disse fedtsyresalte er toksiske. Udledning til miljøet af fedtsyresalte, hvor disse metaller indgår, skal derfor begrænses.

Saltene af naphthenaterne vurderes at være ikke let bionedbrydelige og forventes tillige at være potentielt bioakkumulerbare. Det vurderes, at de cykliske sikkativer er uønskede i miljøet. Det skal bemærkes, at vurderingen er foretaget på et sparsomt datagrundlag.

Ifølge producenterne anvendes blyholdige sikkativer ikke længere i bygningsmalinger.

7.1.11 Skumdæmpere

Skumdæmpere er langkædede mineralolieprodukter og siliconer og siloxaner. Mineralolieprodukterne er omfattet af afsnittet om opløsningsmidler.

7.1.11.1 Siloxaner og silikoner

Stofgrupperne indeholder 12 stoffer. Der er kun fundet miljødata for et enkelt af stofferne i Aquire (Aquire 2000), som viser, at stoffet må betragtes som giftigt for vandlevende organismer. Den laveste LC₅₀-værdi var 3,16 mg/l. Litteratursøgning i Current Content (Current Content 1999) for perioden 1994-1999 frembragte ikke yderligere miljødata. Silikoner og siloxaner er polymerer af organisk siliciumoxyd, typisk polydimethylsiloxan. Silikoner og siloxaner findes derfor i mange forskellige strukturer og størrelser. Kortkædede siloxaner kan have en betydelig vandopløselighed f.eks. ca. 0,6 mg/l ved gennemsnitlig molvægt på ca. 6.000 g/mol. Vandopløseligheden stiger med faldende gennemsnitlig molvægt. Modsat stiger potentialet for bioakkumulering med den gennemsnitlige molekylevægt. Log K_ow er bestemt til 2,86 ved en gennemsnitlig molvægt på 1.200 g/mol og 4,25 ved en gennemsnitlig molvægt på 56.000 g/mol. For alle siloxaner gælder, at de er fundet ikke let nedbrydelige (ECETOX 1994).

Det vurderes, at de toksiske effekter, der er fundet ved test, kan skyldes fysiske skader på f.eks. testorganismens gæller. På det sparsomme datagrundlag og idet stofferne vurderes at være ikke let nedbrydelige, må siloxaner og silikoner betegnes som problematiske i miljøet.

7.2 Miljøvurdering på baggrund af økotoksikologiske test

Ved rensning af pensler, ruller mv. – samt ved evt. direkte bortskaffelse af malingsrester i afløb – vil der ske eksponering af vandmiljøet. Fra husstande, hvor spildevandet ledes til renseanlæg, vil mikroorganismer her kunne blive påvirket, mens vandlevende organismer i recipienter (vandløb, fjorde mv.) kan blive påvirket i tilfælde af direkte udledning til vandmiljø. Komponenter i den udledte malingsrest, som f.eks. passerer renseanlæg uændret, vil også kunne påvirke vandmiljøet. Ovennævnte er mest relevant for vandbaserede produkter, men opløsningsmiddelbaserede produkter kan forventes at blive udledt med spildevand efter rensning af redskaber med "penselrens". Jordmiljøet kan blive eksponeret for malingstyper, der påføres udendørs (træbeskyttelse og udendørsmaling), og hvor der kan ske spild under påføringen.

For at belyse malingsprodukternes toksicitet er der udført test på almindelige malingsprodukter indkøbt hos farvehandlere. Resultatet af testene er ved beregning sammenlignet med produkternes forventede toksicitet ud fra litteraturbaserede data.

7.2.1 Testede produkter

Der er udvalgt en serie udendørsprodukter, bestående af træbeskyttelse, trægrunder og udendørs maling, hvoraf der for trægrunder og udendørsmaling er anvendt både en opløsningsmiddelbaseret og en vandfortyndbar, mens der kun er udvalgt en vandfortyndbar træbeskyttelse. Desuden er der udvalgt to vandfortyndbare vægmalinger (indendørs) og en "penselrens".

7.2.2 Testorganismer og teststrategi

Der er gennemført test med vandlevende organismer (dafnier og alger samt nitrificerende bakterier fra renseanlæg) og med jordlevende organismer (salat og springhaler). Test med alger har dog været begrænset, da registreringen i denne test er baseret på fotometrisk måling, hvorfor denne test ikke kan anvendes i forbindelse med produkter med pigment.

Miljøvurderingen (risikovurdering) af udledningen af spild baseres almindeligvis på et datasæt bestående af resultater fra test med mindst tre forskellige organismer fra det miljø, der kan tænkes eksponeret. For at gennemføre risikovurderinger for både vand- og jordmiljø af et antal produkttyper kræves derfor resultater af et stort antal test. Ved tilrettelæggelsen af undersøgelserne er der lagt vægt på at opnå viden om så mange malingstyper som muligt inden for projektets rammer. På den baggrund er undersøgelsen anlagt som en screening med henblik på en rangordning af produkterne, snarere end egentlige risikovurderinger af de enkelte produkter.

Da det har været formålet at undersøge toksiciteten over for såvel vandlevende som jordlevende organismer inden for projektets økonomiske rammer, er der gennemført en kombination af test, der med færrest antal testorganismer antages at dække både jord- og vandmiljø.

De udvalgte produkter er indledningsvist testet med nitrificerende bakterier (med undtagelse af den opløsningsmiddelbaserede udendørsmaling). Derpå blev der gennemført dafnietest med flertallet af disse produkter, idet to af de vandfortyndbare produkter (en trægrunder og en vægmaling) dog blev taget ud, da deres effekt på nitrificerende bakterier var meget lig to tilsvarende produkters. Algetesten skulle have været gennemført med penselrens og det for bakterier og dafnier mest toksiske af de vandfortyndbare og de opløsningsmiddelbaserede produkter. De vandfortyndbare indeholdt dog alle pigment, hvorfor de ikke kunne testes over for alger.

Derefter er de produkter, der var mest toksiske over for vandlevende organismer, og som anvendes udendørs, testet med jordlevende organismer: Springhaler (hvirvelløse dyr) og salatfrø.

Tabel 7.5:
Oversigt over produkttyper og udførte test

Se her!

Da de opløsningsmiddelbaserede produkter ikke er vandfortyndbare, er det ikke muligt umiddelbart at fremstille en fortyndingsserie med ensartet fordeling mellem de enkelte testglas. Der kan så at sige alt for nemt komme en "klump" eller en dråbe i ét glas og næsten ingenting i et andet.

Testene med dafnier og alger med disse produkter er derfor baseret på den del af produkterne, der bringes over i vandfasen ved længere tids omrøring, dvs. Water Accomodated Fraction (WAF) (OECD 1998). En sådan "WAF" fremstilles ved afvejning af produktet i en bestemt mængde vand, og efter 20-22 timers omrøring og 2 timers henstand i skilletragt (hvor prøven fordeler sig i maling og vandfase) udtages en prøve fra den midterste del af vandfasen. Denne prøve anvendes til testen. Koncentrationen af produktet i den anvendte vandfase er ikke kendt, og de angivne koncentrationer er nominelle, dvs. resultaterne i tabel 7.6 er angivet som milligram maling tilført vandet, og ikke en aktuel målt koncentration i vandet. Dette vurderes at være sammenligneligt med en eksponeringsberegning, der baseres på hvor mange gram maling, der bliver skyllet ud i en given mængde spildevand. I tabel 7.6 er de test, der er baseret på "WAF’er", markeret med *. Den andel af produkterne, der opløses i vandet (WAF’en), vil normalt stige med faldende nominel koncentration, og ved meget lave nominelle koncentrationer forventes WAF’en at indeholde 100% af de tilsatte stoffer. Ved disse meget lave koncentrationer forventes det dog ikke muligt at registrere effekter ved testene.

For at opnå et mål for, hvor meget maling, der faktisk fandtes i "WAF’en", er der udtaget prøver til bestemmelse af totalt organisk kulstof (TOC). Da produkterne endvidere indeholder flygtige stoffer, er TOC bestemt som summen af flygtigt organisk kulstof (VOC) og ikke-flygtigt organisk kulstof (NVOC).

Indholdet af de flygtige stoffer bevirker, at det ikke er muligt at opretholde en konstant eksponeringskoncentration gennem testen. Dette kan opnås ved anvendelse af en såkaldt "flow through" test, hvor testopløsningen udskiftes kontinuert gennem hele eksponeringsperioden, men sådanne er meget omkostningstunge. Derfor er dafnietestene gennemført i lukkede kolber som semistatiske test (skift af medie midt i testperioden), og prøver til bestemmelse af VOC/NVOC er udtaget ved begyndelsen og slutningen af hver periode. Denne fremgangsmåde sikrer, at produkternes toksicitet vurderes under forhold, hvor der tages højde for fordampningen og dermed ændringerne i eksponeringskoncentrationen. I test med alger er det ikke muligt at udskifte mediet, men prøver til bestemmelse af VOC/NVOC er medtaget.

VOC/NVOC-målingerne anvendes som mål for, hvor stor en del af produkterne, der var i vandfasen, og i hvilket omfang eksponeringskoncentrationen faldt i løbet af testen.

Test med vandopløselige produkter er gennemført ved at opløse produktet i vand, hvorefter en fortyndingsserie af denne opløsning er anvendt direkte til testen.

I test med jordlevende organismer kan mediet (jord eller sand) ikke skiftes i løbet af testen, og de angivne eksponeringskoncentrationer er udelukkende nominelle, beregnet ud fra den tilsatte mængde produkt ved testens start. I alle disse test er produkterne tilsat en del af det sand, der indgår i testmediet, hvorefter dette er blandet med resten af mediet. Herved opnås den bedst mulige fordeling af produkt i testmediet.

7.2.2.2 De anvendte testmetoder

Hovedprincipperne i disse test er ens, uanset om der er tale om vand- eller jordlevende organismer. Der tilberedes en række glas med det dyrkningsmedie, organismerne skal være i (vand eller jord), tilsat forskellige koncentrationer af det stof eller produkt, der skal undersøges. For hver koncentration opsættes typisk et antal ens glas (replikater). Desuden opsættes et antal glas helt uden teststof (kontroller), der giver et mål for organismernes trivsel i mediet. Et antal organismer anbringes i hver beholder, og efter et forud bestemt antal dage opgøres antallet af påvirkede og/eller upåvirkede (f.eks. døde og/eller levende). I reproduktionstest (formering) er det typisk antallet af levende afkom, der opgøres. I test med mikroorganismer undersøges antallet af organismer ikke, men man måler typisk en parameter, der giver et mål for organismernes aktivitet. Det kan f.eks. være forbrug af ilt eller udskillelse af kuldioxid.

På baggrund af antal påvirkede organismer ved de forskellige koncentrationer med korrektion for eventuelt påvirkede i kontrollerne, beregnes den koncentration, hvor en bestemt andel af organismerne er påvirkede; f.eks. den koncentration, hvor 50% er døde (LC₅₀ = Lethal Concentration) eller den laveste koncentration, hvor en effekt kan konstateres (LOEC = Lowest Observed Effect Concentration). Sidstnævnte udregnes ofte som EC₂₀ (EC = Effect Concentration), dvs. den koncentration, hvor 20% af effekten opnås.

Til testen anvendes en mikroskopisk ferskvandsalge (Selenastrum capricornutum, nu: Pseudokirchneriella subcapitata), der i mediet vil opformeres kraftigt i løbet af de 72 timer, testen varer. Algebestandens vækst i det enkelte glas måles fotometrisk, og væksten i glas med teststof eller testprodukt sammenholdes med væksten i kontrolglas. Herved fås et mål for hæmningen af algernes vækst, og resultaterne udtrykkes som EC₅₀ eller EC₂₀; de koncentrationer, hvor væksten har været hæmmet henholdsvis 50% og 20%.

I dafnietesten anbringes et antal dafnier (små ferskvandskrebsdyr) i vand med forskellige koncentrationer af teststoffet eller produktet. Efter 48 timer optælles antallet af døde eller døende dafnier. Da vurderingen af, hvorvidt en dafnie er død eller døende, kan bero på et personligt skøn, er der beskrevet præcise retningslinier for, hvornår en dafnie kan anses for ikke at kunne bevæge sig i vandet (den er immobil). Da det er denne parameter, der registreres ved opgørelse af testresultatet, opgives resultatet ikke i forhold til døde dyr (LC₅₀), men i forhold til ubevægelige (immobile) dyr som IC₅₀.

En af de vigtige processer i spildevandsrenseanlæg er nitrifikationen, hvorved kvælstof bringes på en form, så det kan undergå bakteriel denitrifikation, dvs. omdannes til frit kvælstof (N₂), som fordamper. Derfor undersøges produkternes effekter på mikroorganismer på den gruppe organismer i renseanlæg, der sørger for nitrifikation. Til testen anvendes aktivt slam fra et renseanlæg, og nitrifikationsaktiviteten måles. Effekten af det stof eller produkt, der undersøges, udtrykkes som EC₅₀ og EC₂₀.

Springhaler, akut test (ISO/DS 11269)

Springhaler er en gruppe jordlevende, hvirvelløse dyr, der er nært beslægtet med insekterne. I denne test tilsættes det stof eller produkt, der skal undersøges, til "kunstig jord"(jord der er blandet af veldefinerede produkter som spagnum, lermineraler mv.). Små (1-2 dage gamle) springhaler anbringes i jorden, og efter 14 dage optælles antallet af voksne, levende springhaler. På baggrund af optællingerne beregnes effektkoncentrationen som LC₅₀.

Salat, frøspiring( ISO/TC 190/SC 4/WG 3 N 56, under standardisering)

I testen blandes stoffet eller produktet med kvartssand, der i denne test er spiringsmedie for salatfrø. Efter 5 dage optælles antallet af spirer, der er synlige over sandet. Effekten beregnes på basis af det kendte antal frø, der var lagt i hver skål, og der beregnes en EC₅₀ for hæmning af spiring.

I et afsluttende forsøg med springhaler blev det mest toksiske af de undersøgte produkter inkuberet i markjord i 2 uger før test, for at undersøge hvorvidt den akutte toksiske effekt, der var målt på springhaler, ville reduceres i løbet af denne periode. Der er erfaring for, at testen med springhaler kan gennemføres i markjord med resultater, der er sammenlignelige med dem i kunstig jord. Derfor blev det besluttet at anvende markjord og springhaletest til at følge betydningen af inkubering på toksiciteten af det pågældende produkt. Årsager til en eventuel reduktion i toksicitet blev ikke undersøgt. Den kunne således f.eks. skyldes biologisk nedbrydning af toksiske stoffer eller fordampning af flygtige, toksiske komponenter i produktet.

Den til inkuberingen anvendte markjord blev først behandlet med varme og kulde for at fjerne eventuelle, naturligt forekommende dyr. Derefter blev den fugtet med et bakterieekstrakt fra ubehandlet jord, hvorefter den blev opbevaret ved stuetemperatur i 2 uger. Den således defaunerede og mikrobielt aktive jord blev anvendt til inkuberingen.

Jorden blev tilsat en mængde af produktet svarende til LC₁₀₀ i akuttest med springhaler. Herefter blev der udtaget en prøve til undersøgelse af effekten på springhaler på dette tidspunkt (t = 0 dage) dvs. før inkubering, samt en prøve til at følge den mikrobielle aktivitet gennem inkuberingsperioden.

Resten af jorden med produkt blev hensat overdækket (men ikke lufttæt) ved stuetemperatur i 2 uger, hvorunder vandindholdet blev vedligeholdt jævnligt ved tilsætning af vand. Efter 1 uge blev der udtaget prøver til eventuel senere testning, som straks blev frosset ned.

Prøven til undersøgelse af effekten på springhaler før inkuberingen blev frosset ned og opbevaret ved –20°C indtil anvendelse. Prøven til undersøgelse af den mikrobielle aktivitet blev delt i to, der hver især blev tilsat gærekstrakt samt et glas med kaliumhydroxid til opsamling af udviklet kuldioxid og lukket lufttæt. Den mikrobielle aktivitet blev fulgt ved jævnlig måling af undertrykket i glassene, efterfulgt af udluftning for at sikre, at der ikke opstod anaerobe forhold i glassene.

For at undersøge hvorvidt selve håndteringen af jorden i hele proceduren påvirkede springhalerne, blev en tilsvarende jordprøve, der blot ikke var tilsat produkt, behandlet på nøjagtig samme måde som forsøgsjorden med tilsvarende prøvetagning.

Efter afslutning af inkuberingsperioden på 14 dage blev den med produktet inkuberede jord anvendt i akuttest med springhaler sammen med prøven fra t = 0 dage og med prøver af kontroljorden fra t = 0 og t = 14 dage.

7.2.3 Testresultater

En oversigt over de testede produkter og resultaterne af testene er samlet i tabel 7.6. Resultaterne er som hovedregel angivet som EC₅₀ (dvs. den koncentration, hvor 50% effekt opnås) i mg/l eller g/kg tørstof. For nitrifikationshæmning er dog også opgivet EC₂₀ i mg/l af hensyn til vurdering af spildevandets toksicitet ved tilledning til renseanlæg efter samme principper som angivet i spildevandsvejledningen (Miljøstyrelsen 1994).

Tabel 7.6
Resultater af test med vand- og jordlevende organismer. Tal i parentes angiver 95% konfidensinterval. Alle koncentrationer er nominelle.

Se her!

Resultaterne i tabel 7.6 kan anvendes til flere formål. Dels kan de forskellige typer af produkter rangordnes med hensyn til toksicitet, dels kan de fundne effektkoncentrationer relateres til reglerne for mærkning og klassificering af kemiske produkter (EU 1999), og dels kan de sammenholdes med forventede koncentrationer i miljøet i forbindelse med miljørisikovurderinger.

Da teststrategien er lagt med hovedvægt på rangordning af produkterne samt ønsket om at få oplysninger om såvel vand- som jordmiljøet, vil vurderinger baseret på nærværende datagrundlag ikke leve op til de kvalitetskrav, der stilles til mærkning af produkter og risikovurdering.

Resultaterne af undersøgelser for nitrifikationshæmning viser, at ingen af de testede produkter er særligt toksiske over for disse nitrificerende bakterier fra renseanlæg, når man ser på EC₅₀-værdierne. De laveste EC₅₀-værdier ligger i størrelsesordenen 500-900 mg/l og de højeste i størrelsesordenen 30.000 til 70.000 mg/l. EC₂₀-værdierne viser derimod, at den opløsningsmiddelbaserede trægrunder og penselrens er toksiske ved lavere niveauer end de øvrige. Produkterne fordeler sig helt klart i to grupper: De meste toksiske er træbeskyttelses- og trægrundingsmidlerne samt penselrens. For de tre "træmidler" synes opløsningsmidlet ikke at have betydning for toksiciteten, dog er der væsentlig forskel på de koncentrationer, der medfører 20% hæmning. De to opløsningsmiddelholdige produkter er, hvad angår EC₂₀ for nitrifikationshæmning, en faktor 5-30 mere toksiske end den vandfortyndbare træbeskyttelse. De testede malinger, der alle er vandfortyndbare, har meget lav toksicitet over for nitrificerende bakterier, hvadenten de er til indendørs eller udendørs brug.

Resultaterne af dafnietestene giver et tilsvarende billede. Malingernes toksicitet er meget lav, hvorimod træbeskyttelse/trægrunder og penselrens har effekter ved relativt lave koncentrationer. Den opløsningsmiddelbaserede trægrunder har EC₅₀ = 27 mg/l, og penselrens EC₅₀ = 48 mg/l. De to sidstnævnte blev derfor testet i et blandingsforhold svarende til, hvad der kan forventes ved rensning af pensler med penselrens (4 dele penselrens til 1 del trægrunder). Resultatet af denne test viste, at der for den pågældende penselrens og trægrunder sandsynligvis kan være tale om en additiv effekt, men at der ikke synes af være tale om en synergistisk effekt ved blandingen. Den additive toksicitet er begrundet med at beregning af den forventede toksicitet i blandingen ved anvendelse af beregningsmetoden for additiv toksicitet gav et resultat, der er inden for konfidensintervallet for den tilsvarende udførte test.

Også for alger var trægrunderen og penselrens relativt toksiske, idet EC₅₀-værdierne for de to produkter lå på 48 og 77 mg/l for trægrunder, henholdsvis penselrens.

7.2.3.2 Jordlevende organismer

De udvalgte udendørsprodukter blev først testet med salat (frøspiring). Der blev udført test med vandfortyndbar træbeskyttelse, opløsningsmiddelbaseret trægrunder samt vandfortyndbar og opløsningsmiddelbaseret udendørsmaling. Der var således to vandfortyndbare og to opløsningsmiddelbaserede produkter. Her udviste den vandfortyndbare udendørsmaling meget lavere toksicitet end de øvrige produkter. Da dette produkts toksicitet også var lav over for nitrificerende bakterier og dafnier, blev dette produkt ikke testet yderligere. De tre øvrige udendørsprodukter blev testet med springhaler.

Resultaterne viser, at det produkt, der er mest toksisk for begge de jordlevende organismer, er den opløsningsmiddelbaserede trægrunder (EC₅₀ = 0,69 g/kg og LC₅₀ = 1,2 g/kg for henholdsvis salatfrø og springhaler). Dette produkt var også det mest toksiske for vandlevende organismer, og en væsentlig del af toksiciteten kan skyldes opløsningsmidlerne. For de to opløsningsmiddelbaserede produkter var følsomheden af de to test sammenlignelig, men den vandfortyndbare træbeskyttelse var mere toksisk over for springhaler (LC₅₀ = 4,3 g/kg TS) end for salatfrø (EC₅₀ = 15 g/kg TS).

Det mest toksiske produkt, dvs. den opløsningsmiddelbaserede trægrunder, blev inkuberet i jord efterfulgt af test med springhaler. Produktet blev tilsat jorden i en koncentration af samme størrelsesorden som LC₁₀₀-værdien for springhaler af frisk produkt (2 g/kg tørstof jord). Resultaterne af springhaletesten efter inkuberingen viste, at der ingen effekt var på springhalerne af jord, der var inkuberet efter tilsætning af produktet i den højeste koncentration. Endvidere viste testen, at selve håndteringen af jorden ikke havde nogen effekt på springhalerne. Derimod var der tydelig effekt af den prøve af jorden, der var udtaget umiddelbart efter tilsætning (før inkuberingen) af produktet (2 g/kg), idet de overlevende springhaler alle var meget små, omend ¾ af dem havde overlevet. At effekten ikke var helt sammenlignelig med effekten (dødelighed) i den kunstige jord, kan dels skyldes, at springhalerne reagerer lidt forskelligt i den kunstige jord og i den naturlige markjord, dels kan det ikke udelukkes, at tilgængeligheden af de toksiske stoffer har været forskellig i de to jorder.

7.3 Miljøfareklassificering og risikovurdering

7.3.1 Miljøfareklassificering

Toksiciteten af den opløsningsmiddelbaserede trægrunder og penselrensen over for såvel alger som dafnier er inden for de grænser, der anvendes ved tildeling af miljøfareklassificeringen R52, skadelig over for vandlevende organismer (EC₅₀ = 10-100 mg/l). Det skal dog bemærkes, at en sådan klassificering af et produkt efter testning af produktet, ifølge "præparatdirektivet" (EU 1999) skal baseres på test med både dafnier, alger og fisk. Sidstnævnte organismegruppe indgik ikke i denne undersøgelse, og det kan ikke udelukkes, at test med fisk ville medføre en ændret og højere klassificering.

Klassificering med R53 – kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i miljøet – kan ikke baseres på toksicitetstest med produktet, men må vurderes ud fra de indgående enkeltstoffers miljømæssige egenskaber. Denne klassificering anvendes, hvis stofferne er bioakkumulerbare og/eller ikke er let bionedbrydelige. Det må formodes, at produkterne indeholder stoffer, der er potentielt bioakkumulerbare, f.eks. opløsningsmidler baseret på råoliedestillater.

Der foreligger ikke for indeværende kriterier for miljøfareklassificering med hensyn til jordlevende organismer.

7.3.2 Risikovurdering - vandmiljø

Ved risikovurdering sammenholdes den koncentration af et stof eller produkt, hvor der ikke forventes effekter i miljøet (Predicted No Effect Concentration, PNEC) med den forventede koncentration af stoffet eller produktet i miljøet (Predicted Environmental Concentration, PEC). Overstiger forholdet PEC/PNEC (dvs. risikokvotienten, RQ) værdien 1, må der antages at være risiko for miljøeffekter. Omvendt antages det, at der ikke forventes effekter i miljøet, hvis PEC/PNEC-forholdet er mindre end 1.

I forbindelse med kemikalielovgivningen i EU er der udarbejdet vejledninger for beregning af såvel PEC som PNEC for kemiske stoffer (EC 1996). Ved beregning af PNEC tages der udgangspunkt i resultater af toksicitetstest med vand- henholdsvis jordlevende organismer. Da der som regel kun findes resultater for et begrænset antal organismer fra økosystemerne, og da testene er udført under laboratorieforhold, der adskiller sig fra de naturlige, divideres de fundne effektkoncentrationer med en vurderingsfaktor for at estimere den forventede nul-effekt-koncentration. Størrelsen af denne vurderingsfaktor afhænger bl.a. af antallet af organismer, der foreligger testresultater fra. Almindeligvis tages der for vandmiljøet udgangspunkt i de tre grupper, alger, krebsdyr og fisk. Foreligger der resultater af akuttest med disse, anvendes en vurderingsfaktor på 1.000 på den lavest fundne EC₅₀-værdi. I tilfælde af flere testresultater reduceres vurderingsfaktoren.

Ved miljøvurdering af komplekst spildevand, der ledes direkte til recipient, er der i Danmark de seneste år anvendt et princip, der baseres på toksicitetstest af spildevandet og anvendelse af vurderingsfaktorer. Ved fastsættelse af en nul-effekt-koncentration (PNEC) ud fra få test (<3 akut test) anvendes en vurderingsfaktor på 200 (Miljøstyrelsen 1994). I tilfælde af flere testresultater reduceres vurderingsfaktoren. Komplekst spildevand kan med rimelighed sammenlignes med et komplekst produkt som f.eks. maling. Det er ikke normalt at teste produkters toksicitet over for vand- og jordlevende organismer, men ved miljøfareklassificering af kemiske produkter er der som tidligere refereret mulighed for at anvende testresultater fra test udført på produktet i stedet for test udført på produktets enkelte indholdsstoffer (EU 1999). I forbindelse med klassificering tages der kun udgangspunkt i den akutte toksicitet, og der foretages ikke beregning af nul-effekt-koncentrationer (PNEC).

Ved udførelse af økotoksikologiske test over for komplekse blandinger må det forventes, at testresultatet viser, at produktet er lidt mindre giftigt, end hvis der blev foretaget test af det enkelte kemikalie, og der på den baggrund beregnes en resulterende toksicitet under antagelse af additiv toksicitet. Ved en testning af forskellige blandingers toksicitet var den målte toksicitet en faktor 2-4 lavere end den forventede ud fra enkelt test og antagelse om additiv toksicitet (Pedersen & Petersen 1996).

Der findes ikke vejledninger i beregning af PNEC-værdier for produkter baseret på test af det samlede produkt. På den baggrund vil der i dette projekt ved beregning af PNEC-værdier for produkterne blive anvendt vurderingsfaktorer som ved fastsættelse af PNEC-værdier for enkeltstoffer.

Med det foreliggende begrænsede datasæt for de undersøgte malingstyper anvendes en vurderingsfaktor på 1.000 på den lavest fundne effektkoncentration for hver produkttype, hvor der findes resultater af test med mere end én organisme. Et kvantitativt mål for toksiciteten af de enkelte produkttyper kan udtrykkes ved den reciprokke værdi af PNEC, der betegnes som "toksicitetsenheder" (TU). Toksicitetsenheder anvendes ofte ved sammenligning af stoffers eller produkters toksicitet. Man kan sige, at TU angiver, hvor meget vand 1 mg produkt skal fortyndes i, for at der netop ingen effekter opstår. De beregnede PNEC- og TU-værdier for vandmiljøet er samlet i tabel 7.7.

Tabel 7.7:
PNEC- og TU-værdier for vandmiljø. Der anvendes en vurderingsfaktor på 1000 på den laveste effektkoncentration, der er fundet for gruppen af produkter og afrunding til to betydende cifre

Se her!

Beregninger af forventede koncentrationer i miljøet er behæftet med stor usikkerhed, da der ikke foreligger oplysninger om hyppigheden af udledning af malingsrester mv. til kloak. Derfor beregnes i det følgende de mængder vand, der er nødvendige til fortynding af malingsrester som følge af forskellige malescenarier.

Ud fra de udførte spildmålinger er mængden af maling, der ender i spildevandet, beregnet for forskellige scenarier. Scenarierne er nærmere beskrevet i kapitel 3, og beregningerne er gengivet i bilag E. Beregningerne er for hvert malescenarie udført for to situationer, der afspejler yderpunkterne for, hvad projektgruppen finder er realistiske spild ved udførelse af maleopgaver.

I tabel 7.8 er vist beregningerne af den mængde maling, der kan ende i kloakken ved de forskellige malescenarier. Derudover er der medtaget en kolonne, der viser mængden af penselrens, der også udledes - i det omfang, der anvendes penselrens til rengøring af ruller og pensler, og i det omfang, det udledes til kloak (det skal jo afleveres som kemikalieaffald). For hver rengøring er beregningerne baseret på gennemsnitsforbruget ved de 6 spildforsøg med penselrens, der er udført (163 g pr. pensel eller malerulle).

Tabel 7.8:
Maling, der ender i kloakken ved de forskellige malescenarier samt eventuelt anvendt penselrens

I det følgende beskrives de forudsætninger, der ligger til grund for beregningen af koncentrationen i miljøet. For udledning til kloak er det koncentrationen ved tilløb til renseanlæg. For direkte udledning til recipient er det på grund af recipienternes store variation i vandflow og -volumen ikke muligt at beregne en PEC-værdi. Derfor er der foretaget en beregning af de nødvendige volumener til fortynding for at opnå PEC/PNEC = 1.

Maling indeholder stoffer, der er hæmmende over for bl.a. nitrifikationsprocessen på renseanlæg (bakteriel proces, der bidrager til fjernelse af kvælstof fra spildevandet). Nitrifikationsprocessen er valgt, idet test for nitrifikationshæmning anvendes på renseanlæggene bl.a. for at følge anlæggets funktion, og der er udført test af malingsprodukternes hæmning af nitrifikationsprocessen.

Ved udledning til renseanlæg kan der anlægges betragtninger for husholdningsspildevand, parallelt med den vurdering der foretages for industrispildevand (Miljøstyrelsen 1994). For industrispildevand anses det for acceptabelt, hvis nitrifikationshæmningen er mindre end 20% ved en koncentration af spildevandet på 200 ml/l. Sammenholdes denne vurdering med de i tabel 7.6 viste EC₂₀-værdier for de testede produkter, ses det, at det mest toksiske (penselrens med EC₂₀ = 8 mg/l) skal fortyndes 25.000 gange i husholdsnings spildevandet, før hæmningen kan forventes at blive < 20% ved en forudfortynding på 5 gange.

Udledning af maling fra private er typisk hændelser, der forekommer i korte perioder med lange mellemrum. Der er i dette projekt ikke foretaget undersøgelser af, hvor hyppigt der udføres maleoperationer i de enkelte husstande. For at vurdere om udledning af maling til kloakken kan medføre hæmning af renseanlægs processerne, er der foretaget en skønsmæssig vurdering af malehyppigheden og spildevandsmængden i et boligkvarter.

Det skønnes, at indendørs og især udendørs maleopgaver udføres i sommerhalvåret. I et typisk boligkvarter skønnes det, at der i sommermånederne udføres en maleopgave for hver 50 boliger, og at hver bolig afleder 500 l spildevand pr. dag. 500 l spildevand pr. bolig svarer til 3,6 personer pr. bolig med et gennemsnitsforbrug på 140 l pr. dag. Som en realistisk "worst case" med hensyn til spildevandsmængde forudsættes, at halvdelen af beboerne i et boligområde er bortrejst. Malingsspild til kloakken forventes dermed at blive fortyndet i 12,5 m³ (12.500 l) spildevand. Til sammenligning er der for hver enkelt malescenarie beregnet den nødvendige fortynding for at udledningen ikke skal medføre hæmning af nitrifikationsprocessen i renseanlæg. Grænsen for hvornår hæmning med sikkerhed forekommer, er for spildevand fra virksomheder sat til 20% hæmning ved test med en spildevandskoncentration på 200 ml/l. Resultaterne fremgår af tabel 7.9.

Det antages i det følgende, at penselrens og rester af opløsningsmiddelbaseret maling tilledes kloak, selvom dette ikke er tilladt.

Beregningerne i tabel 7.9 illustrerer, hvor meget maling og penselrens fra de enkelte minimums- og maksimumsscenarierne skal fortyndes, for at spildet i indløbet til renseanlægget ikke forventes at give anledning til nitrifikationshæmning i renseanlægget.

Tabel 7.9:
Beregning af udledning af malingsrester samt penselrens til spildevand til renseanlæg ved de forskellige scenarier. Som mål for et "nul-effekt-niveau" anvendes EC₂₀ for nitrifikationshæmning, som beskrevet ovenfor

Se her!

Tabel 7.9 viser, at med de givne antagelser, og når nitrifikationshæmning anvendes som måleffekt, giver udledning af maling ikke større effekter end at det sagtens kan fortyndes til "nul-effekt-koncentration" af vand fra en enkelt husstand (500 l pr. dag). Kun ved to gange påførelse af den opløsningsmiddelbaserede træbeskyttelse på 5 m² stakit og maksimalt spild, skal der (lidt) mere vand til end, hvad der kommer fra en enkelt husstand. Betragtes derimod ntrifikationshæmning af penselrens, ses det, at der skal betydeligt større mængder vand til at opnå et tilsvarende effektniveau. Ved maksimalt spild efter anvendelse af opløsningsmiddelbaseret træbeskyttelse to gange skal der således næsten tre gange så meget vand til at opnå den ønskede fortynding, som fra 25 husstande. Det er derfor sandsynligt, at anvendelse af penselrens i perioder med høj maleaktivitet i et renseanlægs opland kan forårsage nitrifikationshæmning, der overskrider de kriterier, der for industrispildevand vurderes som acceptable. For meget små anlæg vurderes påvirkningerne at kunne være større, da variationer i maleaktiviteten i spildevandsoplandet vil medføre større variationer af koncentrationerne ved renseanlæggets indløb.

Spildevand fra beboelser i det åbne land udledes typisk direkte til recipient eller nedsives, efter at spildevandet er forbehandlet i septiktank el.lign. Kun ca. 3% af beboelserne i det åbne land har samletank, og mere avancerede løsninger som mini renseanlæg, sandfiltre mv. findes kun i meget få tilfælde (Miljøstyrelsen 1995).

Tabel 7.10
Beregning af TEQ for spild af maling samt penselrens ved de forskellige scenarier ved udledning direkte til recipient. Nul-effekt-koncentrationer (PNEC) er beregnet som vist i tabel 7.7.

Der er ikke noget samlet overblik over hvor mange, der udleder til de forskellige typer recipient (grøft, bæk, å, sø eller hav). For visse af recipienterne gælder, at de i perioder af året er udtørrede eller har meget lille vandføring, mens andre har meget konstant vandføring. På den baggrund er det ikke muligt at beregne en realistisk koncentration af maling mv. i de recipienter, hvortil der udledes. Miljøvurderingen vil derfor blive foretaget på baggrund af en beregning af, hvor meget vand et malingsspild til kloakken skal fortyndes med, for at det ikke forventes at medføre effekter i miljøet (den koncentration, der svarer til den beregnede nul-effekt-koncentration, PNEC). Resultatet udtrykkes som toksicitetsækvivalenter (TEQ) og beregnes som:

TEQ = spild / PNEC

Spild opgøres på vægtbasis og PNEC i mg/l. Resultaterne fremgår af tabel 7.10.

Beregningerne i tabel 7.10 viser, at spildevand fra en enkelt husstand skal fortyndes meget, før der ikke kan forventes effekter i vandmiljøet som følge af anvendelse af såvel maling som penselrens. Bemærk, at vandmængderne i kolonnerne yderst til højre er opgivet i kubikmeter. Det er derfor sandsynligt, at maling mv. kan forårsage væsentlige effekter i vandmiljøet i vandløb o.lign. med ringe vandføring. Ved det mest miljøbelastende scenarie skal spildet fortyndes i ca. 30.000 m³ vand, for at der ikke forventes effekter.

7.3.3 Risikovurdering – jordmiljø

Risikovurderingen for jordmiljø baseres på samme princip som for vandmiljø. Der beregnes en risikokvotient (RQ = PEC/PNEC) for hver produkttype, og er denne væsentligt større end 1, betyder det, at der må forventes effekter i miljøet.

Der er kun to grupper af jordlevende organismer (planter og hvirvelløse dyr) repræsenteret i datamaterialet, hvorfor grundlaget for ekstrapolering til naturligt miljø er meget begrænset. Der anvendes en vurderingsfaktor på 1000 og den laveste EC/LC₅₀-værdi til estimering af PNEC-værdier for hver produkttype. Disse er vist i tabel 7.11.

Spildscenariet ved maling af plankeværk er beskrevet i kapitel 3. Det fremgår heraf, at der regnes med et spild på 20 g maling pr. løbende meter plankeværk. Antages det, at spildet fordeles over et 20 cm bredt bælte under plankeværket, og at det umiddelbart efter malearbejdets afslutning fordeles i de øverste 5 cm af jorden, skal malingen fordeles i 10 l jord. Med en vægtfylde på 1,5 kg/l bliver PEC = 1,3 g maling pr. kg jord.

Beregningerne til risikovurderingen er samlet i tabel 7.11.

Tabel 7.11
PNEC- og PEC værdier samt risikokvotienter (RQ) for jordmiljø ved maling af plankeværk.

-: Ikke testet

Af tabel 7.11 fremgår det, at de beregnede risikokvotienter er langt over 1, hvorfor der må forventes effekter af malingsspildet i den stribe jord, der er under et plankeværk, uanset hvilken produkttype, der anvendes.

Denne risiko kan relativt nemt reduceres ved afdækning af jorden, inden malearbejdet påbegyndes.

Springhaletesten med stabiliseret jord, dvs. jord tilsat 2 g trægrunder pr. kg jord og inkuberet i 2 uger før test, gav ingen effekt på springhaler. Testen udført før inkuberingen viste tydelig effekt, idet de overlevende springhaler alle var meget små, omend ¾ af dem havde overlevet. Testen efter inkuberingen viste, at toksiciteten forsvandt ved behandlingen. Det skønnes, at en væsentlig del af toksiciteten skyldes trægrunderens indhold af opløsningsmidler. Ved inkuberingen vil opløsningsmidlerne kunne fordampe eller nedbrydes mikrobielt. På baggrund af denne ene test vurderes de akutte toksiske effekter at forsvinde, og de forurenede områder rekoloniseres af dyr og planter fra de omkringliggende, uforurenede områder.

På baggrund af producenternes rammerecept for produkterne og de litteraturbaserede data for de enkelte stofgrupper er der foretaget en beregning af produkternes forventede, akutte toksicitet. Den beregnede toksicitet er sammenlignet med den akutte toksicitet, der er fundet ved laboratorietestene. Beregningerne er foretaget på baggrund af estimerede toksiciteteter (EC₅₀-værdier) for de enkelte funktionsgrupper. Estimeringen er foretaget ud fra de data, der er fundet for akut toksicitet i håndbøger, primærlitteratur mv. For visse stof og funktionsgrupper er der store variationer mellem både de enkelte stofgrupper men også mellem de enkelte stoffer. I tabel 7.12 er vist de typiske værdier for hver enkelt stofgruppes toksicitet (EC₅₀-værdier for akut toksicitet)

Tabel 7.12
Skønnet, akut toksicitet (EC₅₀-værdier) for funktionsgrupper af kemikalier, der indgår i malinger. Det skal bemærkes, at der inden for hver enkelt funktionsgruppe kan være tale om meget store forskelle i akut toksicitet

Beregningerne viser, at toksiciteten varierer betydeligt. Det er især koncentrationen af konserveringsmiddel/fungicid og koncentrationen samt arten af mineraloliebaseret opløsningsmiddel, der er årsag til variationen i den forventede, akutte toksicitet. Resultatet fremgår af tabel 7.13.

Tabel 7.13
Beregnet, akut toksicitet i gennemsnitlige malinger og målt toksicitet i de testede malinger. I parentes er angivet resultaterne foretaget på baggrund af oplysninger fra producenterne om sammensætningen af de testede produkter.

Sammenligningen viser for disse tre produkter, at trægrunder og penselrens er betydeligt mere toksiske end alkydmalingen, og de organiske stoffer i penselrens og trægrunderen findes i betydeligt større koncentrationer i WAF’en end de organiske stoffer i alkydmalingen. Dette antyder, at der er sammenhæng mellem andelen af organisk stof i WAF’en, men datagrundlaget er for spinkelt til at drage mere vidtgående konklusioner. For alle de udførte test var koncentrationen af VOC i testglassene reduceret meget i løbet af testen. I visse tilfælde er 100% af VOCen forsvundet under testen. Testresultaterne kan derfor ikke betragtes som endelige udsagn for produkternes indhold af toksicitet.

7.4 Referencer

Ackermann. Clariant, Tyskland (2000). Personlig samtale.

Anliker R. & P. Moser (1980). The Ecology of Synthetic Organic Pigments. Chemosphere, Vol 9, pp 595-609.

AQUIRE (2000) Aquatic toxicity information retrieval. US-EPA. Tilgængelig via internettet

Astrup, A., A. Grove og L. Hoffmann (1995). Kilder til dioxinforurening og forekomst af dioxin i miljøet. Arbejdsrapport Nr. 81. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen.

Barenhsberger, S. A., J. L. Brash, R. Narayan & A. E. Redpath (1990). Degradable Materials – Perspectives, Issues and Opportunities. Boca Raton, Florida. CRC Press.

Brown, D. & P. Laboureur (1983). The Degradation of dyestuffs: Part I. Primary degradation under anaerobic conditions. Chemosphere, Vol. 12, No. 3 pp. 397-404.

Brown. D. & B. Hamburger (1987). The Degradation of dyestuffs: Part III. Investigation of their ultimate degradeability. Chemosphere, Vol. 16, No. 7 pp. 1539-1553.

Brychy, K. & T. Wagner (1998). Dioxine in Kupferphthalocyaningrün-pigmenten. Farbe & Lack 104. Jahrgang 1/98.

Buchta, R. C., H. F. Wyles, C. J. Hensler, F. J. Van Lenten, R. B. Westerberg & L. A. Williams (1985). Determination of Polychlorinated biphenyls in copper phthalocyanin pigments. Journal of Chromatography Vol. 325, pp. 456-461. Elsevier Science Publishers B.V.

CONCAWE (1999). Petroleum Waxes and related Products. Product dossier No. 99/110. Brussels.

Current Content (1999) Agriculture, Biology and Environmental sciences.

EC (1996): Technical Guidance Document in support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and Commission Regulation (EC) No 1488/94 on Risk Assessment for Existing Substances. Part II. European Commission, Directorate-General XI, Environment, Nuclear Safety and Civil Protection. Brussels.

EPI WIN (1994). Quantitative Structure Activity Relationship (QSAR) estimating Program. Syracuse Research Centre, New York.

ETAD (1978). "Summary of available fish toxicity data". Memorandum to ETAD Technical Committee. ETAD, 17/11, 1978.

EU (1999): Directive 1999/45/EC of the European parliament and of the council of 31 May 1999 concerning the approximation of the laws, regulations and administrative provisions of the Member States relating to the classification, packaging and labelling of dangerous preparations. Brussels.

Fireinstitutsamarbejdet (1996). Prioritering af kemikalieforbrug på industrivirksomheder (forprojekt). DTC, DTI, dk-TEKNIK og VKI.

Guiney, P. D. & K. M. Jop (1994). A comprehensive ecological risk assessment of two synthetic polymers. In Proceedings of the Society of Environmental Toxicology and Chemistry annual meeting, Vol. 441 p. 80. Denver.

Hamilton, J. D. & R. Sutcliffe (Eds)(1997). Ecological Assessment of Polymers, Strategies for product stewardship and regulatory programs. VAN NOSTRAND REINHOLD, NewYork.

IUCLID (1996). International Uniform Chemical Information Database. European Commission, European Chemicals Bureau, JRC.

Miljøstyrelsen (1994): Tilslutning af industrispildevand til kommunale spildevandsanlæg. Vejledning fra Miljøstyrelsen, nr. 6. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen.

Miljøstyrelsen (1994a): Industrispildevands miljøfarlighed. Miljøprojekt nr. 260. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen.

Miljøstyrelsen (1995): Redegørelse fra Miljøstyrelsen nr. 2, Spildevandsredegørelse 1995. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen.

Miljøstyrelsen (2000). Listen over uønskede stoffer. Orientering fra Miløstyrelsen nr. x (draft). Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen

MITI (1992). Data of Existing Chemicals Based on the CSCL. Japan Ministry of International Trade and Industry.

OECD (1998). Guidance Document on Aquatic Toxicity Testing of Difficult Substances. Draft, June 1998. Paris

Pagga, U. & D. Brown (1986). The degradation of dyestuffs: Part II. Behavior of dyestuffs in aerobic biodegradation tests. Chemosphere, Vol. 15, No. 4 pp. 479-491.

Pedersen, F. & G.I. Petersen (1996). Variability of species sensitivity to complex mixtures. Wat. Sci. Tech. Vol. 33, No. 6, pp. 109-119.

QTOXMIN (1995). Toksicitetsestimeringsprogram. Er inkluderet i Pedersen F. m.fl. Environmental Hazard Classification – data collection and interpretationguide for substances to be evaluated for classification as dangerous for the environment. Nordic council of Ministers, 2. edition. TemaNord 1995:581.

Remmers, J., A. Dupuy, D. McDaniel, R. Harless & D. Steele (1992). Chemosphere. Vol. 25, pp. 1505-1508.

Roth, L. (1994). Wassergefährdende stoffe. Bind 1, 2 og 3. 23. udgave. Ecomed.

Salah, D.M.E., K.F. Tillery & D.L. Hill (1984). Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 32:171-171. Springer Verlag, New York.

Steinberg, S. M., J. J. Pignatello & B. L. Sawhney (1987) Peristence of 1,2-dibromethane in soils: Entrapment in intraparticle micropores. Environmental Science and Technology Vol 21 pp. 1201-1208.

Stenvang, L. & J. O. Rasmussen (1999). Miljøfremmede stoffer i husdyrgødning. Miljøprojekt nr. 487. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen.

Surface Coatings, Raw Materials and their Usage., Third Edition 1993. Chapman and Hall, London