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

Massestrømsanalyse af glykolethere

3 Udledning til affald og miljø samt omsætning med affaldsprodukter

3.1 Udledninger til miljøet

Til en overslagsmæssig beregning af, hvor stor en del af de anvendte glycolethere, der bliver udledt til de forskellige delmiljøer, blev de i tabel 3.1 angivne emissionsfaktorer anvendt. Mange af de anvendte emissionsfaktorer blev hentet fra Technical Guidance Document (TGD) (European Commission 1996), hvori der anbefales emissionsfaktorer afhængig af i hvilke industrier, stoffet anvendes, funktionen af stoffet samt i visse tilfælde stoffets fysisk-kemiske egenskaber (Henry’s lovkonstant, damptryk og vandopløselighed). I de tilfælde, hvor emissionsfaktorerne i TGD er differentieret efter stoffets fysisk kemiske egenskaber, blev der anvendt værdier for damptryk på mellem ca. 100-1000 Pa for emissioner til luft, værdier for højeste vandopløselighed for emissioner til renseanlæg (STP) og højeste repræsentative værdi for emissioner til jord. I en mere detaljeret miljøvurdering af glycoletherne bør disse emissionsfaktorer justeres.

Emission til luften fra fremstilling af malinger, lakker og trykfarver kan ske i hvert trin i fremstillingsprocessen. Emissionen er tidligere opgjort til 1-2% (Miljøstyrelsen 1996). Emission til spildevand sker især i forbindelse med rengøring af produktionsudstyret. Urenset spildevand vil have en stofsammensætning, som svarer til de producerede færdigvarer i fortyndinger på typisk ca. 1-2% (Miljøstyrelsen 1996). Den samlede mængde af kemikalieaffald fra danske farve- og lakfabrikker er tidligere anslået til 4.000 tons pr. år (Miljøstyrelsen 1996) svarende til 29 kg/ton produceret mængde. Derfor er TGD’ens emissionsfaktor på 0,01% sandsynligvis for lav.

Tabel 3.1
Eksponering af miljø. Emissionsfaktorer (angiver den brøkdel af den anvendte mængde, der emitteres ud i miljøet).

En væsentlig del af den forbrugte mængde glycolethere forventes således at nå renseanlæg (Sewage Treatment Plant – STP). Skæbnen i renseanlægget (dvs. stoffernes fordeling mellem luft, vand og slam) blev i dette studie beregnet ved hjælp af fordelingsfaktorer, som angiver hvor stor en del, der ender i luften, slammet og udløbsvandet. Disse fordelingsfaktorer blev hentet fra Technical Guidance Document (European Commission 1996). Fordelingsfaktorerne blev oprindeligt bestemt ved anvendelse af SimpleTreat-modellen, som er en model til beregning af stoffers skæbne i renseanlæg, som funktion af stoffernes Henrys lovkonstant, oktanol-vand fordelingskoefficient samt bionedbrydelighed. Data fra bilag B (Henrys konstant og log K_OW) og bilag D (bionedbrydelighed) blev anvendt til at bestemme fordelingsfaktorerne i renseanlægget.

Bilag G gengiver de beregnede emissioner, samt de beregnede emissioner fordelt på de enkelte brancher. Tabel 3.2 giver en oversigt over den beregnede emission til miljøet.

Ifølge overslagsberegningerne udgør emissionen af glycolethere til luften den største del af emissionen til miljøet (75%). Glycolethere kan biddrage til den fotokemiske luftforurening bl.a. ved dannelsen af OH radikaler (Aschmann et al. 2001). En del af de glycolethere, som emitteres til luften, vil blive oxideret i atmosfæren (halveringstid ca. 0,3-3 dage), men en del forventes på et tidspunkt at ende på jorden og i overfladevand på grund af deposition. Der er i sagens natur ingen målinger af depositionen af glycolethere til vand og land. I denne rapport blev depositionen skønnet efter samme principper som i UMIP-metoden (Hauschild 1998): Hvis glycoletherens halveringstid i luften er under 1 dag, blev det antaget, at glycoletheren nedbrydes fuldstændigt i luften. Hvis glycoletherens halveringstid i luften derimod er over 1 dag, så blev det antaget, at 50% af den emitterede mængde når vandet og 50% når jorden. Det blev herved beregnet, at mellem 1,1 og 1,4 ktons af de glycolethere, som emitteres til luften, falder ned på jord og overfladevand igen. Den resterende del af de glycolethere, som emitteres i luften, forventes at blive nedbrudt.

Ifølge beregningerne udgør emissionen til overfladevand ca. 15%, til affald ca. 8%, og 1% til jordmiljøet af den samlede emission. Tilledningen til renseanlæggene blev beregnet til ca. 3,8-4,6 ktons og udledningen fra renseanlæggene til ca. 0,8-1,0 ktons. Ca. 3,0-3,6 ktons nedbrydes i og ca. 20 tons fordamper fra rensesanlæggene. Den direkte emission til overfladevand fra f.eks. offshore-industrien blev beregnet til ca. 0,3 ktons.

Heraf vil en del af den mængde, der emitteres fra industrien til luften og til affald, blive opsamlet og afbrændt. Hvor stor en del, det er i Danmark, vides ikke, men det kan oplyses, at i USA udgjorde den mængde glycolethere, som anvendtes som energikilde (sandsynligvis primært ved afbrænding) i 1993/1995 i industrien knap 20% af den mængde, der blev emitteret til luften fra industrien og ca. 12% af den samlede mængde, der blev emitteret i USA (US EPA 1997).

Reparation af biler, og emissioner fra jern- og metalindustrien samt den grafiske industri bidrager ifølge overslagberegingerne mest til emissionen til luft. Rengøringsaktiviteter bidrager væsentligst til emissionen til overfladevand, idet en stor del af de anvendte rengøringsmidler blev antaget at blive hældt i kloakken efter brug.

Landbruget (pesticidanvendelse) bidrager mest til emissionen til jorden. Det skal bemærkes, at der også blev regnet med udspredning af stoffer til jordmiljøet via spildevandsslam. Men da glycolethere er meget vandopløselige, er det kun en meget lille andel, som fældes med slammet i renseanlæggene og dermed ender på jorden via spildevandsslam.

Den samlede emission fra fremstillingsvirksomhederne til miljøet blev beregnet til ca.:

	vand via rensningsanlæg: 400-500 tons/år
	luft: 3.300-5.000 tons/år
	jord: 0 tons/år
	affald: 500-700
	i alt: 4.400-6.400 tons/år

Tabel 3.2
Samlet beregnet emission til miljøet (tons/år).

Den årlige emission af glycolethere til miljøet i USA er opgjort som frigivelse til henholdsvis luft, spildevand, overfladevand og deponi. Endvidere opgøres de mængder, der genanvendes, og de mængder, som anvendes som energikilde (afbrænding). Opgørelsen dækker den samlede mængde af glycolethere fordelt på de enkelte brancher, der anvendes i fremstillingsvirksomheder, der er omfattet af Toxic Release Inventory System (TRI), dvs. virksomheder med mere end 10 ansatte mm. (US EPA 1997).

Opgørelsen viser, at ca. 22 ktons/år blev emitteret i 1993/1995. Emissionen til luft udgjorde ca. 65%, til spildevandsanlæg ca. 17%, direkte til overfladevand under 1%, og ca. 19% deponeres. Ca. 5% af den emitterede mængde blev genanvendt. Det var metalforarbejdnings- og bilindustrien, der tegnede sig for den største frigivelse af glycolethere, sandsynligvis ved anvendelsen af maling- og lakprodukter.

Det bemærkes, at den samlede årlige emission af glycolethere fra fremstillingsvirksomheder i USA på de 22 ktons/år i 1995/1993 kun er en faktor 3-5 højere end den beregnede, samlede emission af glycolethere fra fremstillingsvirksomheder i Danmark. Da forbruget i USA er ca. 30 gange højere end forbruget (det amerikanske glycoletherforbrug blev skønnet til ca. 400 ktons og det danske til ca. 15 ktons) er det er umiddelbart overraskende, at forskellen i emissionen i Danmark og i USA ikke er større. Det kan skyldes, at estimaterne for emissionen i Danmark er for konservative (for høje), at tallene fra USA er af ældre dato sammenlignet med tallene fra Danmark, at ikke alle emissioner i USA er indmeldt samt at det ikke er samme typer af fremstillingsvirksomheder i USA som i Danmark.

3.1.1 Emissioner til overfladevand

Den største tilledning af glycolethere til vandmiljøet foregår via renseanlæg. Tilledningen til renseanlæg er sandsynligvis ikke jævnt fordelt på alle renseanlæg, da udledningen fra fremstillingsindustrierne vil være fordelt på et lavere antal fabrikker og derved få renseanlæg. Udledningen fra rengøringsmidler forventes at være jævnt fordelt over de forskellige renseanlæg.

Den gennemsnitlige koncentration (PEC) i udledningen fra STP efter initialfortynding blev overslagsmæssigt beregnet som nedenfor angivet, idet der blev regnet med en udledning på 278 L vand/dag/PE (PE = person ekvivalent), 8 mill. PE (Henze 1992) og en initialfortynding efter udledning på 10, som er en standard fortyndingsfaktor fra Technical Guidance Document (European Commission 1996):

PEC blev beregnet for hver glycolether. De beregnede koncentrationer blev divideret med den groft skønnede nul-effekt-koncentration (Predicted No Effect Concentration - PNEC) for de enkelte glycolethere. PNEC-værdierne er givet i bilag D.

Herefter blev risikokvotienten (Risk Quotient - RQ) beregnet:

RQ_i = PEC_i/PNEC_i.

RQ_i er et udtryk for den potentielle risiko for de vandlevende organismer omkring udledningen, jo større RQ_i er, jo større er risikoen for de vandlevende organismer. Generelt, hvis RQ_i er mindre end 1, så antages det, at der ingen risiko er for de vandlevende organismer, mens hvis risikokvotienten er større end 1, kan det ikke udelukkes, at udledningen vil påvirke de vandlevende organismer. Endvidere, hvis RQ_i er under 10 før initialfortynding, vurderes det generelt, at der heller ikke vil være akutte virkninger før initialfortynding.

For samtlige glycolethere er de beregnede risikokvotienter efter initialfortynding mindre end 1 (se bilag G) og dermed før fortynding mindre end 10, hvilket indikerer, at ingen glycolethere i sig selv giver anledning til hverken akutte eller kroniske effekter på de vandlevende organismer.

Den samlede beregnede gennemsnitlige risikokvotient er på mellem 2,4 og 2,7 (og dermed mellem 24 og 27 før initialfortynding). Denne risikokoefficient er større end 1, hvorfor det ikke umiddelbart kan udelukkes, at udledningen af glycolethere til vandmiljøet kan give effekter på de vandlevende organismer. Imidlertid, da den samlede risikokoefficient er meget tæt på 1, og da der er gjort meget konservative antagelser ved især beregningen af PNEC, forventes eventuelle effekter på de vandlevende organismer ved udledning af glycolethere til vandmiljøet at være meget begrænsede.

Anvendelsen af rengøringsmidler bidrager mest til udledningen af glycolethere til vandmiljøet og bidrager således også mest til den beregnede risikokvotient.

3.1.2 Emission til jord

Den største miljørisiko ved glycolethere, der havner i jordmiljøet, vurderes at være risikoen for nedtrængning til grundvandet.

Til en grov og meget konservativ vurdering blev den gennemsnitlige koncentration af glycolethere i grundvandet beregnet ved at antage, at:

	glycolethere ikke nedbrydes i jordmiljøet eller i luften. Det vurderes, at dette er meget konservativt, da glycolethere vil blive nedbrudt både i atmosfæren og i jordmiljøet
	glycoletherne udvaskes i samme hastighed som nettonedbøren
	al glycolether, der emitteres til luften, ender på jorden
	Danmarks areal er på 4,3091 mill. ha
	nettonedbøren er på 0,4 m/år

Lokalt, hvor glycolethere emitteres direkte til jorden, f.eks. ved anvendelse af pesticider, vil koncentrationen være højere.

Ved en forespørgsel til pesticidfabrikanterne i Danmark blev det oplyst, at glycolethere anvendes i enkelte produkter, men langt fra i alle. Indholdet af glycolethere i de pesticidprodukter, hvor glycolether(e) indgår, varierer, men indholdet er typisk på ca. 25%. Den aktuelle dosering på marken er styret af indholdet af aktivstoffer med en typisk dosering på ca. 150-300 L/ha. Glycoletherkoncentration i grundvandet, som stammer fra anvendelse af pesticider, blev på tilsvarende måde som før beregnet til 9-19 m g/L, dvs. væsentligt højere end den beregnede, gennemsnitlige koncentration i grundvandet.

Forurening af grundvand med glycolethere er meget dårligt undersøgt, da glycolethere er vanskelige at analysere og ikke har været omfattet af standard lister over stoffer, der traditionelt analyseres for. Dette fremhæves af Ross et al. (1992) i en undersøgelse baseret på amerikanske analyser. Dette forhold ventes også at være repræsentativt for Danmark og resten af verden. Af undersøgelsen, der omfatter 300.000 analyser af grundvand, overfladevand og jordprøver, fremgik det, at glycolethere oftest analyseres i grundvandsprøver og oftest i nærheden af lossepladser bestående af blandet industri- og husholdningsaffald. Ydermere synes glycolethere med høj molekylvægt at være mere udbredt i grundvandet end deres rapporterede anvendelser kan forklare (Ross et al. 1992). Der er derfor grund til at være opmærksom på eventuel nedtrængning af glycolethere til grundvandet fra deponier af industri- og husholdningsaffald (typisk gamle lossepladser) og anvendelser, hvor glycoletherholdige produkter spildes eller tilføres jorden.

3.1.3 Emission ved forbrænding

Der forventes ingen emission af glycolethere ved forbrænding, da stofferne forbrændes let.

3.2 Omsætning af glycolethere med affaldsprodukter

3.2.1 Genanvendelse af glycolethere

Glycolethere, der anvendes til afvanding af gasser, genanvendes, hvilket forklarer det moderate forbrug af glycolethere i disse områder.

Glycolethere anvendt som afisningsmiddel i Kastrup Lufthavn sælges til renseanlæggene, som anvender disse som kulstofkilde.

Industrien genanvender glycolethere i et vist omfang. I fremstillingsindustrien i USA blev glycolethere i 1993/1995 genanvendt i størst omfang af gummi- og plasticindustrien (ca. 8% af den emitterede mængde) og metalindustrien (ca. 7% af den emitterede mængde) (incl. fremstilling af biler) og i mindre omfang af den grafiske industri (ca. 3% af den emitterede mængde) og møbelindustrien (ca. 1% af den emitterede mængde) (US EPA 1997). Samlet lå genanvendelsen af glycolethere i fremstillingsindustrien i USA på knap 5% af den emitterede mængde. Der blev ikke fundet tal for genanvendelsen af glycolethere i Danmark, men det vurderes, at genanvendelsen af glycolethere i Danmark er mindst lige så høj som i USA.

3.2.2 Omsætning med fast affald

Når bygninger rives ned, eller når gammel maling fjernes, vil de malingsprodukter, som oprindeligt har indeholdt glycolethere, typisk kun have et meget lavt indhold af glycolethere tilbage, da glycoletherne løbende vil afdampe.

Ligeledes vil trykt materiale, hvor der er anvendt glycoletherholdige trykfarver, ved deponering kun have et meget lavt indhold af glycolethere tilbage. Mellem 40-50% af papir genanvendes og er et af råmaterialerne for emballlage- og støbepapvirksomheder, f.eks. Hartmann, der anvender gamle tryksager og aviser i deres produktion af æggebakker.

I brugsfasen vil en vis mængde af glycolholdige malinger og trykfarver følge med klude o.l. som fast affald. Fra private husholdninger vil brugte klude enten blive kasseret med dagrenovationen, hvorefter den største del vil gå til forbrænding, eller blive deponeret som brændbart affald.

Omsætningen af glycolethere med fast affald forventes derfor at udgøre en meget lille del, og langt den største del af glycoletherne, der omsættes med fast affald, vil blive brændt.

Visse glycolethere anvendes som blødgørere i plastik, hvorfor disse glycolethere kan deponeres som fast affald sammen med plastmaterialet. Ifølge Miljøstyrelsens Affaldsstatistik (Miljøstyrelsen 2001) blev der i 1999 indsamlet 19.500 tons plastemballageaffald i Danmark, hvoraf 19.000 tons blev genanvendt (ca. 25% eksporteret til udlandet). Den indsamlede mængde svarede til ca. 11% af det samlede danske forbrug af plastemballage. Da glycolethere ikke kan anvendes som blødgører for PVC, vil det deponerede plastik med indhold af glycolethere kunne brændes eller genanvendes. Forbruget af glycolethere som blødgørere er imidlertid begrænset, hvorfor genanvendelse og afbrænding af glycolethere sammen med genanvendt plastik ikke udgør de store mængder.

3.2.3 Kemisk affald

I et tidligere projekt (Bruun Poulsen et al. 2002) blev det opgjort, at der bliver kasseret anselige mængder maling af private folk, hvorimod spildet fra professionelle malere var meget lavere.

Ifølge Miljøstyrelsens Affaldsstatistik (Miljøstyrelsen 2001) blev der i 1999 brændt 10.640 tons farve/lak/maling med organiske opløsningsmidler og 6.572 tons farve/lak/maling uden organiske opløsningsmidler. De tilsvarende tal for 2000 var henholdsvis 9.720 tons og 6.880 tons. Derudover blev en mindre del (815 tons farve/lak/maling med organiske opløsningmidler og 824 tons farve/lak/maling uden organiske opløsningsmidler i 1999 og 1.535 tons med og 236 tons uden organiske opløsningsmidler i 2000) underlagt en særlig behandling. Produkter uden organiske opløsningsmidler blev antaget at være vandfortyndbare produkter, hvor der anvendes glycolethere. Det blev antaget, at malinger uden organiske opløsningsmidler indeholder 5% glycolethere, hvorved det blev beregnet, at ca. 350 tons glycolethere afbrændtes i 2000 via afbrænding af farve/lak/maling.

Der er endvidere rapporteret en forbrænding af vaske- og rengøringsmiddelaffald på 2.066 tons i 1999 og 2.242 tons i 2000 samt en mindre deponering og særlig behandling af vaske- og rengøringsmiddelaffald (<50 tons). Hvad begrebet vaske- og rengøringsmiddelaffald dækker over, er ikke helt klart, men det blev antaget, at vaske- og rengøringsmiddelaffaldet havde et gennemsnitligt indhold på 3% glycolethere. Herved blev det beregnet, at der afbrændtes ca. 60-70 tons glycolethere via afbrænding af vaske- og rengøringsmiddelaffald i 2000.

Der er endvidere rapporteret en forbrænding af limaffald på 497 tons i 1999 og 630 tons i 2000. Det blev antaget, at limaffald i gennemsnit har et glycoletherindhold på 2%, hvorved det blev beregnet, at der afbrændtes ca. 10 tons glycolethere via afbrænding af limaffald i 2000.

Affald fra produktion og forhandling af kemiske bekæmpelsesmidler samt diverse olieholdige produkter kan ligeledes indeholde rester af glycolethere. Disse affaldsfraktioner brændes i stort omfang, men dele af dem undergår en særlig behandling.

Summen af ovennævnte bidrag er på 420-430 tons i 2000, hvilket er sammenligneligt men lavere end de tidligere beregnede udledninger til affald på 600-800 tons. Forskellen kan skyldes, at væsentlige bidrag fra andre produktgrupper, som ikke er indeholdt i de 420-430 tons, samt at de beregnede udledninger til affald på 600-800 tons er for konservative. Der forelå imidlertid ikke tilstrækkelige oplysninger til at kunne foretage en dybere analyse af, hvilke mængder glycolethere, der føres med de forskellige affaldsfraktioner.

3.2.4 Spildevand og spildevandsslam

I forrige kapitel blev skæbnen af glycolethere i renseanlæg beregnet. Det blev fundet, at glycolethere kun bindes meget svagt til slam, hvorfor det er en forsvindende del af de anvendte glycolethere, som ender i spildevandsslammet og videre ud i jordmiljøet.

Tilledningen af glycolethere til spildevandsanlæg blev tidligere estimeret til mellem 3.800 og 4.600 tons/år, og udledningen fra spildevandsanlæg (samt direkte udledninger til overfladevand) blev beregnet til 1.100-1.400 tons pr. år. Det blev beregnet, at der fjernes knapt 80% i renseanlæggene, primært ved nedbrydning. Ca. 0,5% af de tilledte glycolethere fjernes ved fordampning i renseanlæggene, som svarer til ca. 20 tons om året.

3.2.5 Sammenfatning

Tabel 3.3 sammenfatter oplysningerne om omsætning af glycolethere med affaldsprodukter.

Tabel 3.3
Omsætning af glycolethere med affaldsprodukter (tons/år). Baseret på 2000 tal.

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