|
| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |
Miljønyt, 79 – Stedafhængig variation i miljøvurderingen i LCA
8 Human toksicitet
Baggrundsinformation for dette kapitel kan findes i:
- Kapitel 7 i “Environmental assessment of products. Volume 2: Scientific background” af Hauschild og Wenzel (1998a).
- Kapitel 8 i “Background for spatial differentiation in life cycle impact assessment – EDIP 2003 methodology” af Potting og Hauschild (2005).
8.1 Introduktion
Næsten alle stoffer er i princippet giftige for mennesker. Det er blot den dosis, som er bestemt af eksponeringen, der afgør om stoffet udøver sit humantoksiske potentiale. Der er tre veje for eksponering af
mennesker med miljøforurenende stoffer: (1) inhalation sammen med luft, (2) indtagelse med fødevarer og vand (og til tider også jord), og (3) gennemtrængning af hud efter kontakt med luft (til tider også
jord og vand) eller forurenede overflader. Eksponeringen af mennesker med miljøforurenende stoffer forekommer normalt på mere end en måde samtidig (fler-vejseksponering), men ofte dominerer en
eksponeringsvej over de andre. Eksponering gennem inhalation skyldes som regel emissioner til luft. Eksponering gennem indtagelse via spiserøret skyldes normalt omfordeling mellem forskellige delmiljøer
og fødekæden. Indtagelsen af fødevarer dominerer eksponeringen ved indtagelse gennem spiserøret, men i en række tilfælde resulterer emissioner til jord og vand også i direkte eksponering ved indtagelse af
jord gennem spiserøret (pica, urene grønsager) og vand (som drikkevand).
Typisk fokuserer karakterisering af human toksicitet på inhalation og indtagelse gennem spiserøret. Metoden som præsenteres i dette kapitel fokuserer på inhalation da dette er den eksponeringsvej hvor
stedlig differentiering forventes at have størst relevans.
8.2 Klassificering
Til klassificeringen af stoffer, som bidrager til human toksicitet, er der udviklet et screenings-værktøj som en del af UMIP97, baseret på de stof karakteristika som disponerer et stof for at kunne være giftigt i
miljøet (Wenzel et al, 1997). Det anbefales at anvende dette værktøj i samspil med nogle af de eksisterende lister over prioriterede forurenende stoffer som f.eks. listen over uønskede stoffer, samt
effekt-listen fra den danske Miljøstyrelse (2000a og b).
8.3 UMIP97 karakteriseringsfaktorer
Karakterisering af human toksicitet kan baseres på vidt forskellige typer modellering. Aktuelt kan karakteriseringsfaktorer groft inddeles i faktorer baseret på en multimedie-, fuldstændig
skæbne-modellering, og faktorer baseret på delvis skæbne-modellering. UMIP97 karakteriseringsfaktorer er typiske for den sidstnævnte gruppe. Strategien bag skæbnemodelleringen i UMIP97 metoden
har været at identificere de egenskaber som er væsentlige for stoffets potentiale for human toksicitet og derefter kombinere disse på en gennemskuelig måde i, et udtryk for karakteriseringsfaktorerne. Dette foretrækkes frem for at basere det på tilpasning af en af de eksisterende multimedie modeller som er udviklet og anvendt til andre formål, nemlig fælles risikovurdering af kemikalier, og som generelt har lav
gennemskuelighed. UMIP97 faktorerne bibeholdes i de nye karakteriseringsfaktorer ved karakterisering af ikke-stedafhængig humantoksisk påvirkning.
Karakterisering af human toksicitet er kompleks på grund af det store antal stoffer som kan bidrage, og de forskellige gensidigt påvirkende miljøprocesser, der fører til eksponering. Selvom stedlig
differentiering kan spille en rolle i alle processerne, er dette ikke blevet undersøgt for eksponering gennem indtagelse gennem spiserøret. Det blev fundet vigtigere for inhalation af eksponeringer, der direkte
kommer fra emissioner til luft, da eksponeringen for disse vides at være stærkt påvirkede af stedlig variation:
- Skorstenshøjden, sammen med lokale meteorologiske forhold er bestemmende for mønsteret for koncentrationsstigninger, der stammer fra en emission. Størrelsen af området med koncentrationsforøgelser
varierer fra stof til stof, men har en radius på flere hundrede kilometer (for stoffer med kort levetid) og op til tusindvis af kilometer (for stoffer med lang levetid). Eksponeringen i lokalområdet omkring kilden
er vigtigst for stoffer med kort levetid, hvor eksponeringen over større områder domineres af stoffer med lang levetid.
- Befolkningstætheder udviser stor stedlig variation indenfor det eksponerede område, såvel som imellem eksponeringsområder for emissioner, der hidrører fra forskellige geografiske lokaliteter.
- Det omfang, i hvilket et område allerede er eksponeret for koncentrations-forøgelser fra andre kilder (baggrundskoncentration), afhænger af dets placering i forhold til industrielle og beboede områder. De
fleste områder modtager forureninger fra rigtig mange kilder, hvilket normalt betyder, at bidraget fra en hvilken som helst enkeltkilde er meget lille på det regionale niveau. På det lokale niveau vil
koncentrationsstigningen fra kilden være større, men generelt, såfremt det er reguleret fornuftigt, hvilket normalt er tilfældet i industrialiserede lande, ikke stor nok i sig selv til at medføre at
ikke-effekt-niveauer for toksiske stoffer overskrides.
Som følge heraf, er det ikke hele den emitterede mængde der bidrager til en skadelig human eksponering. Den endelige humane eksponering afhænger af den geografiske lokalitet, hvor emissionen frigives.
8.4 UMIP2003 faktorer for human toksicitet
UMIP2003 ikke-stedafhængige faktorer kan ikke stå i stedet for UMIP97 karakteriseringsfaktorerne. Derimod bør de betragtes som eksponeringsfaktorer, der
skal anvendes i kombination med UMIP97 faktorerne, som er bevaret til karakterisering af den ikke-stedafhængige påvirkning af human toksicitet. UMIP97 karakteriseringsfaktorerne kan findes i Anneks 8.1 til 8.3.
UMIPIP2003 eksponeringsfaktorerne er udarbejdet for at evaluere den stedligt bestemte variation i stigningen af den humane eksponering[7] gennem inhalation, hidrørende direkte fra luftemissioner.
Eksponeringsfaktorerne er udarbejdet for kombinationer af de følgende situationer:
- Emitteret stof: et kortlivet (hydrogenchlorid) og et langlivet (benzen) model stof.
- Forskellige udledningshøjder for emissionen
- Forskellige geografiske lokaliteter
- Aktuelle variation i de atmosfæriske forhold.
- Aktuelle variationer i regionale og lokale befolkningstætheder.
Størrelsen af den variation i de stedafhængige eksponeringsfaktorer, som kan findes ved at variere disse parametre, giver et indblik i den potentielle variation, der ligger skjult i det ikke-stedafhængige humane
toksicitetspåvirkningspotentiale.
Den akkumulerede forøgelse af eksponeringen er beregnet for et stof med lang levetid (benzen, opholdstid omkring en uge) og et stof med kort levetid (hydrogenchlorid, opholdstid omkring 7 timer). Disse
to stoffer er udvalgt på grund af deres opholdstider og dermed den akkumulerede forøgelse af eksponeringen. For emissioner af de fleste stoffer vil dette ligge mellem hydrogenchlorid og benzen. Styrken af
kilden holdes på et gram pr. sekund kontinuert, men indflydelsen af emissionens frigivelsespunkt undersøges (1m, 25m og 150m). Den akkumulerede humane eksponeringsstigning fra en emission er
produktet af koncentrationsstigningen og befolkningstætheden integreret over hele overfladen.
Den stedafhængige eksponeringsfaktor består af to dele, en som kvantificerer eksponeringen tæt på kilden (0-10 km), og en som kvantificerer eksponeringen over længere afstande fra kilden (>10km).
Koncentrationer lokalt ved kilden estimeres ved hjælp af EUtrend modellen[8], mens WMI modellen[9] anvendes til estimering af koncentrationsforøgelser over længere afstande.
EUTREND modellen beskriver blandingen af røgfanen med den omgivende luft efter at et stof er frigivet fra kilden. Indenfor få hundrede meter forårsager røgfanen normalt en koncentrationsstigning i
jordhøjde. Vindhastighederne er i udstrakt grad bestemmende for hvor hurtigt røgfanen fortyndes, hvor emissionshøjden også har indflydelse på hvor hurtigt røgfanen når ned til jordoverfladen. EUTREND
modellerer den resulterende koncentrationsstigning ved jordniveau ved hjælp af en Gauss-tilnærmelse for røgfanen under anvendelse af regionsafhængige atmosfæriske betingelser. Beregningerne udføres for
tre forskellige emissionshøjder og for kilder, der er lokaliseret i forskellige klimaer:
- Et kystklima (atmosfæriske forhold tilnærmelsesvis som i Holland)
- Klima i Nordeuropa (atmosfæriske forhold tilnærmelsesvis som i Finland)
- Klima i Central Europa (atmosfæriske forhold tilnærmelsesvis som i Østrig)
- Klima i Sydeuropa (atmosfæriske forhold tilnærmelsesvis som i Italien)
EUTREND resultaterne viser en begrænset forskel for den lokale akkumulerede eksponering mellem kystklimaet og det nordeuropæiske klima på den ene side og det syd- og centraleuropæiske klima på
den anden side. Kildehøjdens indflydelse på lokalt akkumuleret eksponering er også mere moderat end forventet, men ikke desto mindre betydelig for høje kilder. Den klimatiske region bliver mere
afgørende ved lavere emissionshøjder på grund af den betydelige forskel i vindhastigheder mellem regionerne. Lave vindhastigheder resulterer i langsommere fortynding og efterfølgende højere
koncentrationer ved jordniveau end ved høje vindhastigheder. Desuden følges lave vindhastigheder af moderate blandingshøjder for røgfanen. Vindhastigheder i de syd- og centraleuropæiske klimatiske
regioner er i gennemsnit lavere end i de nævnte kystklima og nordlige klimatiske regioner.
I længere afstande fra kilden, opnår røgfanen en lodret fordeling i atmosfærens blandingslag. Endimensionel modellering (Trajektorie- eller endimensional Lagrange-modellering) er en ofte anvendt måde at
modellere koncentrationsstigninger som skyldes stof transport og fjernelse over lange afstande. ”Wind rose Model Interpreter” (WMI) er blevet tilpasset vores formål fra den integrerede
”EcoSense”-vurderingsmodel (Krewitt et al. 1997). For et hvert modtagepunkt modellerer den strømningen ind i netmaske-cellen (modtagepunktet), kommende udefra, idet der skelnes mellem de 24
sektorer i vind-rosen, således at der fra hver sektor udenfor cellen - ender en retlinet ”projektil-bane” i modtagepunktet. Man finder frem til koncentrationerne i modtage-punktet ved at tage gennemsnittet af
spredningsresultaterne fra disse projektil-bane bidrag, passende vægtede med hyppigheden af vinde indenfor hver 15o-sektion i vindrosen.WMI støtter modellering af stofskæbne langs disse
“projektilbaner”, baseret på regionsafhængige atmosfæriske forhold (1990 årlige statistik, gennemsnit). I det aktuelle tilfælde er den blevet benyttet til at opstille en enkeltlagsmodel med en horisontal
opløsning på 150·150 km² i EMEP7 nettet, forudsættende konstant gennemsnitlig blandingshøjde. WMI resultaterne viser at mens høje vindhastigheder forårsager lavere koncentrationer og dermed nedsætter den humane eksponering
tæt på kilden, forøger de afstandene over hvilke et stof transporteres. Transport over længere afstand resulterer i at flere mennesker bliver eksponerede, men ved en lavere koncentration. Den direkte
netto-effekt af høje vindhastigheder på akkumuleret eksponering er derfor normalt lille. Der tages også hensyn til stedlig variationsmulighed for nedfald i modellen. Mens våd deponering er af mindre
betydning for benzen, fjernes hydrogenchlorid fra atmosfæren ved hvert regnskyl, grundet dets store affinitet til vand. Nedfald varierer stærkt over nettet fra 2000-3200 mm·år-1 i en netmaske ved den
norske kyst omkring Bergen til under 200 mm·år-1 i Sahara ørkenen, dele af Tyrkiet, Sydøstrusland og Kazakhstan. Grundet stoffets længere atmosfæriske levetid, er den akkumulerede eksponering for
benzen mindre afhængig af lokale end af regionale befolkningstætheder. Model-området (Europa) er faktisk for lille til at spore benzenkoncentrationer over deres fulde opholdstid. Omkring 40% af den
emitterede benzen i Central Europa og omkring 60% af den emitterede benzen i Nordeuropa er genstand for transport udenfor modellens netmasker. Der er lavet en ekstrapolation for at dække
eksponeringen, som foregår uden for det europæiske net (se Potting et al., 2005b).
Stedligt differentierede europæiske befolkningstæthedsdata fra Tobler et al. (1995; se Anneks 8.4) benyttes i modellerne til at estimere eksponeringen, som udtrykkes som produktet af
koncentrationsforøgelsen og den befolkningsmængde der er eksponeret for den (pers·µg/m3/g emitteret).
De stedafhængige faktorer for regional human eksponering viser en forskel mellem det område der har de højeste tal (sydøstlige Holland) og de laveste værdier (i nogle meget sparsomt befolkede områder i
det allernordligste Europa) på mindre end en faktor 20 for det langlivede benzen, men næsten en faktor 100 for det kortlivede hydrogenchlorid. Mens usikkerhederne i modelleringen, der ligger til grund for
disse faktorer er acceptable, er den stedafhængige variation af påvirkningspotentialet således betragteligt på det regionale plan.
De stedafhængige faktorer for lokal human eksponering (0-10 km) viser at eksponeringen tæt på kilden er mindre end en faktor 2 højere fra en frigivelseshøjde på 1 m end fra en frigivelseshøjde på 25 m.
Eksponeringen fra en frigivelseshøjde på 25 m er en faktor 6 til 10 højere end eksponeringen fra en frigivelseshøjde på 150 m. I sammenligning med den regionale situation er disse forskelle moderate.
Anvendelse af UMIP2003 eksponeringsfaktorerne til evaluering af den stedafhængige variation i human toksicitetspåvirkning ved inhalation er simpel men den kræver yderligere information (se Sektion 8.6)
vedrørende emissionshøjden og den geografiske lokalitet, hvor emissionen finder sted.
Typiske livscyklusopgørelser tilvejebringer allerede data omkring den region hvor en emission er frigivet, men normalt er der ingen information om højden, hvorfra en emission frigives og om hvorvidt
emissionen er frigivet i nærheden af bebyggede områder. De to sidstnævnte forhold er vigtige for eksponering tæt på kilden.
Selvom den geografiske region, hvor emissioner frigives, ofte er kendt, er denne information ikke altid tilgængelig, og i visse tilfælde er det også at foretrække, at se bort fra stedafhængig karakterisering. Det
begrænsede spring der er mellem de højeste og de laveste stedafhængige faktorer for lokal eksponering retfærdiggør ydermere hvis man er tilbageholdende med at anvende disse. Sammen med det faktum,
at eksponeringsfaktorerne kun er udregnet for to modelstoffer betyder dette, at hovedinteressen for de udviklede stedafhængige, lokale og regionale eksponeringsfaktorer vil ligge i følsomhedsanalysen til
hjælp for kvantificeringen af den mulige stedlige variation, der ligger skjult i de ikke-stedafhængige påvirkningspotentialer.
Hvad udtrykker påvirkningerne?
UMIP2003 human toksicitets eksponeringsfaktorerne for luftbårne emissioner udtrykker eksponeringen af mennesker indenfor det forud skønnede nedfaldsområde som produktet af
koncentrationsforøgelsen og antallet af mennesker der er eksponeret for den (g/m3 · person), integreret over hele nedfaldsområdet indenfor Europa. UMIP97 human toksicitets karakteriseringsfaktorerne for
eksponering gennem luft repræsenterer stoffets iboende evne til at forårsage human toksicitet via luft eksponering. De er udregnet som den reciprokke værdi af en skæbne-korrigeret human referencedosis
eller referencekoncentration og er dermed rigtige effektfaktorer eller alvorlighedsfaktorer, som i sagens natur forudsætter, at en eksponering finder sted (m3/g(/person)). Eksponeringsfaktoren for en emission
ganges med effektfaktoren for stoffet for at finde det human toksiske påvirkningspotentiale. Det eksponeringskorrigerede påvirkningspotentiale er dimensionsløst.
Til sammenligning udtrykker UMIP97 faktorerne rumfanget af det delmiljø (luft, vand, jord) som kan blive forurenet op til den humane reference koncentration eller - dosis, niveauet hvor der ikke forventes
nogen effekter selv ved livslang eksponering (m3/g).
8.5 Ikke-stedafhængig karakterisering, alle eksponeringsveje
Der er udviklet faktorer til bedømmelse af eksponeringen via inhalation for hydrogenchlorid (atmosfærisk opholdstid for stoffet omkring 1 dag)
og benzen (atmosfærisk opholdstid omkring 1 uge eller mere). Det er hensigten at disse to stoffer skal repræsentere spredningsmønsteret for henholdsvis forurenende stoffer med kort atmosfærisk levetid og
forurenende stoffer med forholdsvis lang levetid.
Det ikke-stedafhængige påvirkningspotentiale for human toksicitet for eksponering via luft er beregnet under anvendelsen af de ikke-stedafhængige (europæisk gennemsnit) eksponeringsfaktorer i Tabel 8.1 i
kombination med UMIP97 karakteriseringsfaktorerne for human toksicitet via luft fra Wenzel et al. (1997) i henhold til følgende ligning:
Hvor:
sg-EP(hta) = Den ikke-stedafhængige humane toksicitetspåvirkning fra produktet (dimensionsløs) gennem indåndingseksponering for atmosfæriske emissioner.
sg-HEFregional, s = Den ikke-stedafhængige eksponeringsfaktor faktor (person·µg/m3) fra Tabel 8.1, som relaterer emissionen af stof (s) (repræsenteret ved HCl eller benzen) til eksponeringen på det
regionale niveau.
sg-HEFlocal, s = Den ikke-stedafhængige eksponeringsfaktor (person·µg/m3) fra Tabel 8.1, som relaterer emissionen af stof (s) (repræsenteret ved HCl eller benzen) til eksponeringen på det lokale niveau
CF(hta)s = UMIP97 karakteriseringsfaktoren for human toksicitet (i m3/g) fra Anneks 8.1, som relaterer emissionen af et stof (s) til luft til human toksicitets påvirkningen for eksponering via luft
E(a)s =
Emissionen af stof (s) til luft (i g pr funktionel enhed).
UMIP97 karakteriseringsfaktorerne for human toksicitet via luft kan findes i Anneks 8.1.
Tabel 8.1. Faktorer for vurdering af ikke-stedafhængig og stedafhængig human eksponering (i person·µg/m3 per gram emitteret)
| Regional |
Ikke stedafhængig vurdering
Ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer
=
sg-HEF(s) |
Stedafhængig vurdering
Stedafhængige eksponeringsfaktorer
(faktor kan findes i
Anneks 8.5-8.7) |
| Stof |
Faktor |
standard afvigelse |
faktor = sd-HEF(s)i |
| C6H12 |
50000 |
33000 |
sd-HEFregional(C6H12)i |
| HCl-25m (*) |
2460 |
1600 |
sd-HEFregional (HCl)i |
| HCl-1m |
2190 |
1420 |
sd-HEFregional (HCl)i |
| HCl-150m |
3200 |
2080 |
sd-HEFregional (HCl)i |
| Lokal |
Ikke stedafhængig vurdering
Ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer
=
sg-HEF(s) |
|
Stedafhængig vurdering
Stedafhængige eksponerings faktorer (faktorer findes i
Anneks8.5-8.7) |
| Stof |
Faktor |
standard afvigelse |
faktor = sd-HEF(s)i |
| C6H12-25m
(**) |
6970 |
|
PDixsd-HEFlocal (C6H12)i |
| HCl-25m (**) |
3620 |
|
PDixsd-HEFlocal (HCl)i |
*Udledningshøjden 25m benyttes som standard
**Disse værdier refererer til Sydeuropa, og en befolkningstæthed på 100 personer/km²
For eksponering gennem inhalation, kan den potentielle stedlige variation af eksponeringen og den resulterende humane toksicitetspåvirkning skønnes ud fra standard afvigelsen i de ikke-stedafhængige
eksponeringsfaktorer i Tabel
8.1.
8.6 Stedafhængig karakterisering
Den humane toksicitetspåvirkning fra et givet produkt domineres i mange tilfælde af en eller få processer. Selv i tilfælde, hvor en stedafhængig vurdering er at foretrække er det derfor tilrådeligt at begynde
med beregningen af den ikke-stedafhængige påvirkning, som beskrevet i det forrige afsnit. Denne ikke-stedafhængige påvirkning kan anvendes til at udvælge de processer, der har de dominerende bidrag
(trin 1), og efterfølgende til at vurdere den aktuelle stedlige variation i bidragene fra disse processer under anvendelse af de relevante stedafhængige faktorer (trin 2 og
3).
Trin 1
Den ikke-stedafhængige humane toksicitetspåvirkning ved inhalation for luftemissioner, som beregnet i det forrige afsnit, opdeles i bidragene fra de enkelte processer. Disse bidrag rangordnes fra største til
mindste bidrag, og processen med det største bidrag vælges.
Trin 2
Den ikke-stedafhængige humane toksicitetspåvirkning fra trin 1 reduceres med bidraget fra den proces, som blev valgt i trin 1. Dernæst beregnes den stedafhængige påvirkning fra emissionerne fra denne
proces under anvendelse af de relevante stedafhængige faktorer.
Hvor:
sd-EP(hta)p = Den stedafhængige humane toksicitetspåvirkning (dimensionsløs) fra proces (p) gennem inhalationseksponering for luftbårne emissioner.
sd-HEFregional(h)s,i = Den stedafhængige eksponeringsfaktor (person·µg/m3), som relaterer emissionen af stoffet (s), (repræsenteret ved HCl eller benzen) udsendt i højden (h) i land eller region (i) (hvor processen (p) finder sted) til eksponering på det regionale niveau.
De stedafhængige faktorer for regional eksponering kan findes i Anneks 8.5 for hydrogenchlorid og Anneks 8.6 for benzen.
sd-HEFlokal(h)s,i = Den stedafhængige eksponeringsfaktor (person·µg/m3), som relaterer emissionen af stof
(s) (repræsenteret ved HCl eller benzen) udsendt i højden (h) i land eller region (i) (hvor processen
(p) finder sted) til eksponeringen på det lokale niveau. De stedafhængige faktorer for lokal eksponering kan bestemmes ved hjælp af Anneks 8.7
PDi = Den lokale befolkningstæthed i land eller region (i) hvor processen (p) finder sted. Den lokale befolkningstæthed kan skønnes ud fra Anneks
8.4, eller groft anslås til 100 personer/km² for landområder, 500 personer /km² for områder med bymæssig karakter, 1000-5000 personer/km² for bebyggede områder og >10,000 personer/km² for
storbycentre.
CF(hta)s = UMIP97 faktoren for human toksicitet (i m3/g) fra Anneks 8.1, som relaterer emissionen af stof
(s) til luft til human toksicitetspåvirkningen fra en eksponering via luft.
E(a)s,p = Emissionen til luft af stof (s) fra proces (p) (i gram per funktionel enhed).
Den geografiske region i hvilken emissionerne finder sted, bestemmer den relevante regionale eller lokale faktor for kilden. Påvirkningen fra emissioner fra ukendte, men formodentlig europæiske regioner kan
udregnes ved hjælp af de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer (se forrige afsnit). Informationen omkring den potentielle stedlige variation i disse faktorer (se Tabel 8.1) bør inddrages i det følgende trin.
Som en første tilnærmelse, kan emissionerne fra en ikke-europæisk eller ukendt region også udregnes ved hjælp af de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer i det forrige afsnit. Standardafvigelserne for
de ikke-stedafhængige faktorer i Tabel 8.1 viser omfanget af deres stedlige variation indenfor Europa. Kendes størrelsen af variationen i emissioner og følsomheder inden for Europa, forventes den
stedafhængige faktor at ligge inden for dette område for de fleste regioner også i resten af verden. Ekspertvurderinger skal muligvis bruges til at forstå eller fortolke om faktoren for emissioner fra processer i
ikke-europæiske regioner skal ligge i den nedre eller øvre del af skalaen.
Trin 3
De stedafhængige bidrag fra processen, som blev valgt i Trin 1, lægges til det justerede ikke-stedafhængige bidrag fra Trin 2. Trin 2 gentages indtil det stedafhængige bidrag fra de valgte processer er så
stort, at den resterende stedlige variation i værdien for human toksicitet ikke længere har indflydelse på konklusionen af studiet (f.eks. når den stedafhængige andel er større end 95% af den totale
påvirkning).
8.7 Normalisering
UMIP2003 person ækvivalenten for human toksicitet gennem luft, idet UMIP2003 eksponeringsfaktoren benyttes, er 1.7·108 år-1
I overensstemmelse med UMIP97 tilgangen er normaliseringsreferencen for human toksicitet via luft baseret på den påvirkning som skyldes det aktuelle emissionsniveau for 1994 (se Hauschild og Wenzel
1998f og Stranddorf et al., 2005). Anvendes UMIP2003 eksponeringsfaktorerne for human toksicitet gennem luft sammen med karakteriseringsfaktorerne fra UMIP97, er den totale påvirkning fra
emissionerne i et repræsentativt udsnit af europæiske lande, for hvilke relevante luftemissionsdata findes, 4.4·1016. Personækvivalenten udregnes som en europæisk gennemsnitspåvirkning pr. person under
forudsætning af en samlet befolkning på 2,55·108 personer i disse lande. Beregningen af normaliseringsreferencen er dokumenteret i Anneks 8.8.
8.8 Fortolkning af resultaterne
I betragtning af de begrænsede forskelle, der er mellem de højeste og laveste stedafhængige eksponeringsfaktorer, og i erkendelse af det faktum, at eksponeringsfaktorer kun er blevet udregnet for to
modelstoffer, ligger hovedinteressen for de tilvejebragte stedafhængige eksponeringsfaktorer i deres anvendelse til at repræsentere denne del af den stedlige variation i en følsomhedsanalyse og således
medvirke til at kvantificere den mulige stedlige variation, som ligger skjult i de ikke-stedafhængige påvirkningspotentialer.
Eksponeringsfaktorerne relaterer emissioner af toksisk stof til forøgelse af den humane eksponering. Kombineret med UMIP97 eller lignende ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer for human toksicitet,
indikerer eksponeringsfaktorerne forøgelsen af den humantoksiske påvirkning fra emissionen. Den totale, humane eksponering for det givne stof er ukendt, idet de samlede emissioner fra processen er
ukendte (opgørelsen vedrører den funktionelle enhed), hvilket også gælder de miljømæssige baggrundskoncentrationer for et givet stof. Sammenlignet med faktorerne for terrestrisk eutrofiering og forsuring,
dækker faktorerne for human toksicitet således en mindre del af årsagskæden. Det nuværende, niveau for integreret vurderingsmodellering af human toksicitet tillader ikke en nærmere vurdering af den
toksiske effekt.
Til hjælp for fortolkning af eksponeringsskønnene, gives en oversigt over et udvalg af typiske situationer, hvor baggrundskoncentrationerne er tæt på, eller over ikke-effekt-niveauerne for en række vigtige
luftforurenende stoffer (se Anneks 8.9). Denne oversigt tilvejebringer information til hjælp for evaluering af om det er sandsynligt at ikke-effekt-niveauerne bliver overskredet af emissionen fra en given
proces. En sådan evaluering må være grov, i betragtning af det begrænsede datagrundlag der er tilgængeligt for baggrundskoncentrationer. Ikke desto mindre er det et første skridt i en fortolkning til
identificering af de processer, for hvilke koncentrationsstigningerne overskrider ikke-effekt-niveauerne.
8.9 Eksempel
Under anvendelse af UMIP2003 faktorerne, udføres en karakterisering af opgørelsen, som blev præsenteret i Afsnit 1.6.
Ikke stedafhængig karakterisering
Som det er beskrevet i afsnit 8.5 udregnes først de ikke-stedafhængige påvirkninger for eksponering via luft. De humantoksiske påvirkninger, vist i Tabel 8.2, er bestemt under brug af UMIP97 faktorerne
fra Anneks 8.1 og de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer fra Tabel 8.1 i henhold til ligningen
8.2. Blandt de luftbårne emissioner for hvilke der findes UMIP97 faktorer, er metallerne (som er partikulært bundne), NOX, og carbonmonoxid vurderet til at have atmosfæriske opholdstider
sammenlignelige med benzens (1 uge). I karakteriseringen er de derfor repræsenteret ved de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer for benzen. Opholdstiden for SO2 forventes at ligger tættere på
opholdstiden for HCl (en dag), og for SO2, anvendes derfor de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer for HCl. For HEFregional, antages en frigivelseshøjde på 25 m fordi vi taler om industrielle
emissioner.
Klik her for at se Tabel 8.2.
Anvendes ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer, har zink-støtteblokken det største human toksicitetspåvirkningspotentiale. For begge støtteblokke er SO2, NOX og bly vigtige bidragydere, mens også
cadmium emissionen bidrager betragteligt for zink delen. Imidlertid er den potentielle stedlige variation så stor (som det fremgår af den stedligt bestemte standardafvigelse) at konklusionen muligvis ændres
hvis den stedlige variation skulle inddrages. Derfor udføres en stedafhængig karakterisering for disse processer som bidrager mest til de ikke-stedafhængige påvirkninger i bestræbelserne på at reducere den
stedligt bestemte usikkerhed og styrke konklusionen.
Stedafhængig karakterisering
Tabel 8.2 viser at de overvejende bidrag til human toksicitetspåvirkninger via luft skyldes SO2, NOX, Pb og (for zink komponenten) Cd. For zink komponenten er de væsentligste kilder til SO2 og NOX
emissioner identificeret som produktionen af zink fra malm, hvilket foregår i Bulgarien, støbningen af komponenten, hvilket foregår i Jugoslavien og den del af transporten som foregår på lastbil gennem
Tyskland. Både bly og zink emissionerne skyldes næsten udelukkende produktionen af zink fra malm i Bulgarien (data ikke vist). For plastic komponenten er de vigtigste kilder til SO2 og NOX,
produktionen af plasticpolymeren i Italien, sprøjtestøbningen af støtteblokken i Danmark og transporten af blokken på lastbil, hovedsageligt gennem Tyskland. Bly emissionerne kommer fra
elektricitetsforbruget, som foregår flere steder rundt i Europa. For de sidstes vedkommende, er det således valgt for at bibeholde den ikke-stedafhængige karakterisering (data ikke vist). Emissionerne fra de
valgte processer bidrager med godt og vel 80% og 95% af de fulde, ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 8.2 for zinkkomponenten henholdsvis plastickomponenten (data ikke vist).
Til beregningen af de stedafhængige påvirkninger for disse nøgleprocesser, findes de relevante stedafhængige regionale eksponeringsfaktorer fra kortene i Anneks 8.5 og Anneks 8.6. Midtpunktet i de givne
intervaller anvendes De lokale eksponeringsfaktorer findes i Anneks 8.7 dækkende et område op til 10 km afstand. Befolkningstætheden i lokalområdet antages at være som i landdistrikt (100
personer/km²). Resultaterne af den stedafhængige karakterisering vises i Tabel 8.3.
Tabel 8.3. Stedafhængige påvirkningspotentialer for human toksicitet via luft for nøgleprocesserne i hvert af produktsystemerne.
| Zink del |
|
EF(hta) |
HEFregional |
HEFlokal |
PD |
Toksisk påvirkning
EP(hta) |
| |
g/f.u. |
m3 luft/g |
person·µg/m3/g |
| Zink produktion, Bulgarien |
9,16 |
1,30 · 103 |
1500 |
0,52 |
100 |
61 |
| Zink støbning, Jugoslavien |
2,71 |
1,30 · 103 |
1500 |
0,52 |
100 |
18 |
| Transport, hovedsagelig Tyskland |
1,18 |
1,30 · 103 |
3500 |
0,68 |
100 |
13 |
| NOX emissioner |
|
|
|
|
|
|
| Zink produktion, Bulgarien |
0,97 |
8,60 · 103 |
22500 |
1 |
100 |
246 |
| Zink støbning, Jugoslavien |
1,65 |
8,60 · 103 |
22500 |
1 |
100 |
418 |
| Transport, hovedsagelig Tyskland |
4,56 |
8,60 · 103 |
22500 |
1,75 |
100 |
1361 |
| Bly emissioner |
|
|
|
|
|
|
| Zink produktion, Bulgarien |
1,75·10-4 |
1,00 · 108 |
22500 |
1 |
100 |
516 |
| Cadmium emissioner |
|
|
|
|
|
|
| Zink produktion, Bulgarien |
6,50·10-5 |
1,10 · 108 |
22500 |
1 |
100 |
211 |
| Total, zink del |
|
|
|
|
|
2843 |
| Plastic del |
|
|
|
|
|
|
| SO2 emissioner |
|
|
|
|
|
|
| Plastic produktion, Italien |
2,43 |
1,30 · 103 |
1500 |
0,52 |
100 |
16 |
| Sprøjtestøbning, Danmark |
2,11 |
1,30 · 103 |
1500 |
0,28 |
100 |
9 |
| Transport, hovedsagelig Tyskland |
0,45 |
1,30 · 103 |
3500 |
0,68 |
100 |
5 |
| NOX emissioner |
|
|
|
|
|
|
| Plastic produktion, Italien |
0,63 |
8,60 · 103 |
22500 |
1 |
100 |
160 |
| Sprøjtestøbning, Danmark |
0,48 |
8,60 · 103 |
22500 |
0,42 |
100 |
105 |
| Transport, hovedsagelig Tyskland |
1,74 |
8,60 · 103 |
22500 |
1,75 |
100 |
519 |
| |
|
|
|
|
|
|
| Total, plastic del |
|
|
|
|
|
814 |
Eksponeringsfaktorer for HCl og benzen blev brugt til at repræsentere stoffer af kort henholdsvis lang opholdstid i atmosfæren. Til bestemmelse af robustheden af resultaterne overfor valget af modelstof
(HCl eller benzen) i beregningen i Tabel 8.3, bestemmes den nedre og øvre binding med hensyn til opholdstid for stoffet. Beregningen af de stedafhængige påvirkninger gentages under anvendelse af HCl
faktorerne for alle emissioner (minimumsværdi) og benzenfaktorerne for alle emissioner (maksimumsværdi) (beregning ikke vist). For alle tre beregninger, fratrækkes de ikke-stedafhængige påvirkninger fra
nøgleprocesserne fra de originale ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 8.2 og de stedafhængige påvirkninger (i Tabel 8.3 for overslagsberegningen) lægges til. Den således korrigerede humane
toksicitetspåvirkning gennem luft findes i Tabel 8.4 og forskellen til den originale ikke-stedafhængige påvirkning i Tabel 8.2 er illustreret i Figur 8.1.
Tabel 8.4. Human toksicitetspåvirkning via luft fra hvert af produktsystemerne med stedafhængig karakterisering af nøgleprocesemissioner, bedste estimat (under anvendelse af eksponeringsfaktorer for HCl
og benzen, afhængigt af hvilken der er mest egnet), minimumsværdi (eksponeringsfaktor er for HCl for alle emissioner) og maksimumsværdi (eksponeringsfaktor er for benzen for alle emissioner).
| | Human toksicitet via luft, EP(hta)
Bedste estimat |
Human toksicitet via luft, EP(hta)
Minimumsværdi |
Human toksicitet via luft, EP(hta)
Maksimumsværdi |
| Zink del |
3403 |
1216 |
3819 |
| Plastic del |
1291 |
672 |
1443 |
Stedafhængig karakterisering reducerer størrelsen af den humantoksiske påvirkning via luft for begge komponenter men forøger dominansen af zinkkomponenten. For den zink-baserede komponent er
omkring 75% af denne påvirkning beregnet med brug af stedafhængige karakteriseringsfaktorer, mens den stedafhængige andel for den plasticbaserede komponent er omkring 85%. Selvom stedafhængig
karakterisering blev lavet for alle de resterende processer i produktsystemet, ville resultatet ikke ændres signifikant, deres begrænsede andel samt standardafvigelsen taget i betragtning. Størstedelen af det
stedligt betingede potentiale for variation af påvirkningen er blevet ophævet for begge komponenter. Minimums- og maksimumsværdierne i Tabel 8.4 viser også, at dominansen af zinkkomponenten i denne
påvirkningskategori er relativt ufølsom for opholdstiden af det involverede stof. Emissionsstedet er vigtigere end stoffets atmosfæriske opholdstid indenfor de grænser, der udstikkes af de undersøgte
modelstoffer HCl og benzen.
Figur 8.1 Ikke-stedafhængig og stedafhængig humantoksisk påvirkning via luft for de to produktsystemer. For de sted-afhængige påvirkninger, er der kun anvendt stedafhængige eksponeringsfaktorer for nøgleprocesserne som beskrevet ovenfor.
Anneks 8.1: UMP97 karakteriseringsfaktorer for human toksicitet for emissioner til luft (Wenzel et al., 1997)
| Emissioner til luft som første medie |
|
|
|
|
| Stof |
CAS no. |
EF(hta)m3/g |
EF(htw)m3/g |
EF(hts)m3/g |
| |
|
|
|
|
| 1,1,1-Trichloroethan71-55-6 |
|
9,2E+02 |
9,9E-04 |
2,0E-03 |
| 1,2-Benzoisothiazolin-3-on |
2634-33-5 |
2,8E+04 |
0 |
0 |
| 1,2-Dichlorobenzen |
95-50-1 |
8,3E+03 |
0,37 |
7,0E-03 |
| 1,2-Dichloroethan |
107-06-2 |
5,0E+04 |
3,9E-03 |
7,5E-02 |
| 1,2-Propylenoxid |
75-56-9 |
3,3E+04 |
2,9E-06 |
1,1E-03 |
| 1-Butanol |
71-36-3 |
1,3E+04 |
1,4E-03 |
1,4E-01 |
| 2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-dioxin |
1746-01-6 |
2,9E+10 |
2,2E+08 |
1,4E+04 |
| 2,4-Dinitrotoluen |
121-14-2 |
1,1E+02 |
5,8E-03 |
9,6E-04 |
| 2-Chlorotoluen |
95-49-8 |
2,2E+03 |
0,98 |
1,9E-02 |
| 2-Ethyl hexanol |
104-76-7 |
1,8E+03 |
0 |
0 |
| 2-Ethylhexyl acetat |
103-09-3 |
9,5E+03 |
0 |
0 |
| 2-Propanol |
67-63-0 |
1,2E+02 |
7,5E-06 |
2,8E-03 |
| 3-Chlorotoluen |
108-41-8 |
2,2E+03 |
0,71 |
2,4E-02 |
| 4-Chlorotoluen |
106-43-4 |
2,2E+03 |
0,79 |
2,2E-02 |
| Acetaldehyd |
75-07-0 |
3,7E+03 |
0 |
0 |
| Eddikesyre |
64-19-7 |
1,0E+04 |
3,3E-06 |
1,6E-03 |
| Acetone |
67-64-1 |
3,2E+04 |
8,5E-06 |
4,1E-03 |
| Akrylsyre |
79-10-7 |
6,7E+05 |
6,3E-05 |
1,6E-02 |
| Akrylsyre, 2-hydro- xyethyl ester |
818-61-1 |
2,0E+02 |
0 |
0 |
| Anthracen |
120-12-7 |
9,5E+02 |
0 |
0 |
| Antimon |
7440-36-0 |
2,0E+04 |
64 |
17 |
| Arsen |
7440-38-2 |
9,5E+06 |
7,4 |
1,0E+02 |
| Atrazin |
1912-24-9 |
1,4E+05 |
0 |
0 |
| Benzen |
71-43-2 |
1,0E+07 |
2,3 |
14 |
| Benzo(a)pyren |
50-32-8 |
5,0E+07 |
0 |
0 |
| Benzotriazol |
95-14-7 |
1,3E+03 |
9,3E-04 |
2,0E-02 |
| Biphenyl |
92-52-4 |
2,3E+05 |
1,4 |
2,9E-03 |
| Butyl diglycol acetat |
124-17-4 |
1,3E+04 |
0 |
0 |
| Cadmium |
7440-46-9 |
1,1E+08 |
5,6E+02 |
4,5 |
| Carbonmonoxid |
630-08-0 |
8,3E+02 |
0 |
0 |
| Chlor |
7782-50-5 |
3,4E+04 |
0 |
0 |
| Chlorbenzen |
108-90-7 |
2,2E+05 |
0,27 |
4,6E-02 |
| Chloroform |
67-66-3 |
1,0E+05 |
5,4E-02 |
0,20 |
| Chrom |
7440-47-3 |
1,0E+06 |
3,6 |
1,1 |
| Cobolt |
7440-48-4 |
9,5E+03 |
2,5E-03 |
0,17 |
| Kobber |
7440-50-8 |
5,7E+02 |
3,4 |
4,0E-03 |
| Dibutyltinoxid |
818-08-6 |
1,4E+05 |
3,7E-03 |
4,2E-03 |
| Diethanolamin |
111-42-2 |
4,0E+04 |
0 |
0 |
| Diethylamino-ethanol |
100-37-8 |
2,7E+04 |
0 |
0 |
| Diethylen glycol |
111-46-6 |
2,5E+05 |
0 |
0 |
| Diethylen glycol mono-n-butyl ether |
112-34-5 |
2,0E+06 |
0 |
0 |
| Ethanol |
64-17-5 |
1,1E+02 |
2,9E-07 |
1,5E-04 |
| Ethyl acetat |
141-78-6 |
6,9E+02 |
8,9E-06 |
1,2E-03 |
| Ethylenglycol |
107-21-1 |
8,3E+05 |
1,4E-03 |
2,0E-05 |
| Ethylenglycol acetat |
111-15-9 |
3,7E+03 |
0 |
0 |
| Ethylen glycol mono-n-butyl ether |
111-76-2 |
2,1E+04 |
0 |
0 |
| Ethylenediamine tetraacetic acid, EDTA |
60-00-4 |
3,7E+02 |
0 |
0 |
| Ethylendiamin, 1,2- ethanediamin |
107-15-3 |
2,0E+04 |
0 |
0 |
| Fluorid |
16984-48-8 |
9,5E+04 |
0 |
0 |
| Formaldehyd |
50-00-00 |
1,3E+07 |
2,2E-05 |
5,8E-03 |
| Glycerol |
56-81-5 |
70 |
0 |
0 |
| Hexamethylen diisocyanat, HDI |
822-06-0 |
7,1E+05 |
12 |
0,56 |
| Hexan |
110-54-3 |
1,6E+03 |
0,34 |
9,7E-04 |
| Hydrogen cyanid |
74-90-8 |
1,4E+05 |
1,5E-03 |
0,71 |
| Hydrogensulfid |
7783-06-04 |
1,1E+06 |
8,1E-04 |
0,26 |
| Jern |
7439-89-6 |
3,7E+04 |
9,6E-03 |
0,77 |
| Isobutanol |
78-83-1 |
1,0E+07 |
2,8E-05 |
3,7E-03 |
| Isopropylbenzen, cumen |
98-82-8 |
1,0E+04 |
0,21 |
2,1E-02 |
| Bly |
7439-92-1 |
1,0E+08 |
53 |
8,3E-02 |
| Æblesyre, dibutyl ester |
105-76-0 |
7,7E+03 |
0 |
0 |
| Mangan |
7439-96-5 |
2,5E+06 |
5,3E-03 |
0,42 |
| Kviksølv |
7439-97-6 |
6,7E+06 |
1,1E+05 |
81 |
| Methakryl syre |
79-41-4 |
4,5E+04 |
0 |
0 |
| Methanol |
67-56-1 |
2,5E+03 |
3,0E-04 |
3,1E-04 |
| Methyl isobutyl keton |
108-10-1 |
3,3E+03 |
3,6E-03 |
0,12 |
| Methyl methacrklat |
80-62-6 |
1,0E+07 |
0 |
0 |
| Methylenbis(4-phenylisocyanate), MDI |
101-68-8 |
5,0E+07 |
0 |
0 |
| Molybdæn |
7439-98-7 |
1,0E+05 |
5,3E-02 |
1,5 |
| Monoethanolamin |
141-43-5 |
2,7E+04 |
0 |
0 |
| Morpholin |
110-91-8 |
1,3E+04 |
0 |
0 |
| n-Butyl acetat |
123-86-4 |
1,1E+03 |
7,0E-03 |
5,0E-02 |
| Nikkel |
7440-02-0 |
6,7E+04 |
3,7E-03 |
0,12 |
| Nitrilotriacetat |
139-13-9 |
3,8E+04 |
0 |
0 |
| Nitrobenzensulfon syre, natrium salt |
127-68-4 |
2,6E+03 |
1,7E-07 |
3,9E-05 |
| Nitrogen dioxid og andre NOX |
10102-44-0 |
8,6E+03 |
0 |
0 |
| Lattergas, N2O |
10024-97-2 |
2,0E+03 |
0 |
0 |
| Ozon |
10028-15-6 |
5,0E+04 |
0 |
0 |
| Phenol |
108-95-2 |
1,4E+06 |
0 |
0 |
| Phosgen |
75-44-5 |
2,0E+06 |
0 |
0 |
| Propylenglycol, 1,2- propandiol |
57-55-6 |
1,5E+03 |
0 |
0 |
| Selen |
7782-49-2 |
1,5E+06 |
28 |
4,4E-02 |
| Sølv |
7440-22-4 |
2,0E+05 |
5,3E-02 |
4,2 |
| Natrium benzoat |
532-32-10 |
1,4E+04 |
4,0E-07 |
1,4E-04 |
| Natrium hypochlorit |
7681-52-9 |
2,0E+03 |
0 |
0 |
| Styren |
100-42-5 |
1,0E+03 |
0 |
0 |
| Sulphamin syre |
5329-14-6 |
9,0E+03 |
2,1E-09 |
9,7E-06 |
| Svovldioxid |
7446-09-5 |
1,3E+03 |
0 |
0 |
| Tetrachlorethylen |
127-18-4 |
2,9E+04 |
0,36 |
4,0E-02 |
| Thallium |
7440-28-0 |
5,0E+05 |
1,3E+04 |
10 |
| Titan |
7440-32-6 |
1,8E+04 |
4,7E-03 |
0,38 |
| Toluen |
108-88-3 |
2,5E+03 |
4,0E-03 |
1,0E-03 |
| Toluen diisocyanat 2,4/2,6 blanding |
26471-62-5 |
7,1E+05 |
2,1 |
1,2E-02 |
| Toluen-2,4-diamin |
95-80-7 |
1,4E+03 |
0 |
0 |
| Trichloroethylen |
79-01-6 |
1,9E+04 |
9,1E-04 |
6,9E-04 |
| Triethanolamin |
102-71-6 |
1,3E+04 |
0 |
0 |
| Triethylamin |
121-44-8 |
1,4E+05 |
0 |
0 |
| Vanadium |
7440-62-2 |
1,4E+05 |
3,7E-02 |
0,96 |
| Vinylchlorid |
75-01-4 |
3,9E+05 |
0,40 |
4,0 |
| Xylener, blandede |
1330-20-7 |
6,7E+03 |
1,1E-03 |
6,7E-05 |
| Zink (som støv) |
7440-66-6 |
8,1E+04 |
4,1 |
1,3E-02 |
Anneks 8.2: UMIP97 karakteriseringsfaktorer for human toksicitet for emissioner til vand (Wenzel et al., 1997)
| Emissioner til vand som første medie |
|
|
|
|
| Stof |
CAS no. |
EF(hta) |
EF(htw) |
EF(hts) |
| |
|
m3/g |
m3/g |
m3/g |
| |
|
|
|
|
| 1,1,1-Trichloroethan |
71-55-6 |
9,2E+02 |
9,9E-04 |
2,0E-03 |
| 1,2-Benzoisothiazolin-3-on |
2634-33-5 |
0 |
1,3E-04 |
0 |
| 1,2-Dichlorobenzen |
95-50-1 |
8,3E+03 |
0,37 |
7,0E-03 |
| 1,2-Dichloroethan |
107-06-2 |
0 |
2,0E-02 |
0 |
| 1,2-Propylene oxid |
75-56-9 |
0 |
1,5E-05 |
0 |
| 1-Butanol |
71-36-3 |
0 |
7,1E-03 |
0 |
| 2,3,7,8- Tetrachlorodibenzop-dioxin |
1746-01-6 |
0 |
1,1E+09 |
0 |
| 2,4-Dinitrotoluen |
121-14-2 |
0 |
2,9E-02 |
0 |
| 2-Chlorotoluen |
95-49-8 |
2,2E+03 |
0,98 |
1,9E-02 |
| 2-Ethyl hexanol |
104-76-7 |
0 |
2,8E-02 |
0 |
| 2-Ethylhexyl acetat |
103-09-3 |
9,5E+03 |
0 |
0 |
| 2-Propanol |
67-63-0 |
0 |
3,7E-05 |
0 |
| 3-Chlorotoluen |
108-41-8 |
2,2E+03 |
0,71 |
2,4E-02 |
| 4-Chlorotoluen |
106-43-4 |
2,2E+03 |
0,79 |
2,2E-02 |
| Acetaldehyd |
75-07-0 |
0 |
7,1E-06 |
0 |
| Eddikesyre |
64-19-7 |
0 |
1,6E-05 |
0 |
| Acetone |
67-64-1 |
0 |
4,3E-05 |
0 |
| Akrylsyre |
79-10-7 |
0 |
3,1E-04 |
0 |
| Akrylsyre, 2-hydroxy- ethyl ester |
818-61-1 |
0 |
6,4E-04 |
0 |
| Anthracen |
120-12-7 |
0 |
11 |
0 |
| Antimon |
7440-36-0 |
0 |
3,2E+02 |
0 |
| Arsen |
7440-38-2 |
0 |
37 |
0 |
| Atrazin |
1912-24-9 |
0 |
1,1 |
0 |
| Benzen |
71-43-2 |
1,0E+07 |
2,3 |
14 |
| Benzo(a)pyren |
50-32-8 |
0 |
3,2E+02 |
0 |
| Benzotriazol |
95-14-7 |
0 |
4,6E-03 |
0 |
| Biphenyl |
92-52-4 |
0 |
7,1 |
0 |
| Butyl diglycol acetat |
124-17-4 |
0 |
3,3E-02 |
0 |
| Cadmium |
7440-46-9 |
0 |
2,8E+03 |
0 |
| Carbonmonoxid |
630-08-0 |
8,3E+02 |
0 |
0 |
| Chlor |
7782-50-5 |
3,4E+04 |
0 |
0 |
| Chlorbenzen |
108-90-7 |
2,2E+05 |
0,27 |
4,6E-02 |
| Chloroform |
67-66-3 |
1,0E+05 |
5,4E-02 |
0,20 |
|
Chrom |
7440-47-3 |
0 |
18 |
0 |
|
Cobolt |
7440-48-4 |
0 |
1,2E-02 |
0 |
|
Kobber |
7440-50-8 |
0 |
17 |
0 |
|
Dibutyltinoxid |
818-08-6 |
0 |
1,9E-02 |
0 |
|
Diethanolamin |
111-42-2 |
0 |
3,9E-05 |
0 |
|
Diethylaminoethanol |
100-37-8 |
0 |
3,2E-03 |
0 |
|
Diethylenglycol |
111-46-6 |
0 |
3,1E-06 |
0 |
|
Diethylenglycol mono-n-butyl ether |
112-34-5 |
0 |
3,4E-03 |
0 |
|
Ethanol |
64-17-5 |
0 |
1,5E-06 |
0 |
|
Ethyl acetat |
141-78-6 |
0 |
4,4E-05 |
0 |
|
Ethylenglycol |
107-21-1 |
0 |
7,0E-03 |
0 |
|
Ethylenglycol acetat |
111-15-9 |
0 |
1,5E-03 |
0 |
|
Ethylen glycol mono-n-butyl ether |
111-76-2 |
0 |
8,4E-05 |
0 |
|
Ethylendiamine tetraeddikesyre, EDTA |
60-00-4 |
0 |
6,7E-09 |
0 |
|
Ethylenediamin, 1,2-ethanediamin |
107-15-3 |
0 |
1,4E-05 |
0 |
|
Fluorid |
16984-48-8 |
0 |
1,2E-02 |
0 |
|
Formaldehyd |
50-00-00 |
0 |
1,1E-04 |
0 |
|
Glycerol |
56-81-5 |
0 |
1,3E-06 |
0 |
|
Hexamethylen diisocyanat, HDI |
822-06-0 |
0 |
61 |
0 |
|
Hexan |
110-54-3 |
1,6E+03 |
0,34 |
9,7E-04 |
|
Hydrogen cyanid |
74-90-8 |
1,4E+05 |
1,5E-03 |
0,71 |
|
Hydrogen sulfid |
7783-06-04 |
0 |
4,1E-03 |
0 |
|
Jern |
7439-89-6 |
0 |
4,8E-02 |
0 |
|
Isobutanol |
78-83-1 |
0 |
1,5E-05 |
0 |
|
Isopropylbenzen, cumen |
98-82-8 |
1,0E+04 |
0,21 |
2,1E-02 |
|
Bly |
7439-92-1 |
0 |
2,6E+02 |
0 |
|
Æblesyre, dibutyl ester |
105-76-0 |
0 |
14 |
0 |
|
Mangan |
7439-96-5 |
0 |
2,7E-02 |
0 |
|
Kviksølv |
7439-97-6 |
6,7E+06 |
1,1E+05 |
81 |
|
Methakrylsyre |
79-41-4 |
0 |
6,0E-03 |
0 |
|
Methanol |
67-56-1 |
0 |
1,5E-03 |
0 |
|
Methyl isobutyl keton |
108-10-1 |
0 |
1,8E-02 |
0 |
|
Methyl methakrylat |
80-62-6 |
0 |
4,9E-03 |
0 |
|
Methylenbis(4-phenylisocyanat), MDI |
101-68-8 |
0 |
2,8E+02 |
0 |
|
Molybdæn |
7439-98-7 |
0 |
0,27 |
0 |
|
Monoethanolamin |
141-43-5 |
0 |
3,5E-05 |
0 |
|
Morpholin |
110-91-8 |
0 |
1,0E-04 |
0 |
|
n-Butyl acetat |
123-86-4 |
0 |
3,5E-02 |
0 |
|
Nikkel |
7440-02-0 |
0 |
1,9E-02 |
0 |
|
Nitrilotriacetat |
139-13-9 |
0 |
8,2E-14 |
0 |
|
Nitrobenzensulfon syre, natrium salt |
127-68-4 |
2,6E+03 |
1,7E-07 |
3,9E-05 |
|
Nitrogen dioxid og andre NOX |
10102-44-0 |
0 |
3,7E-05 |
0 |
|
Lattergas, N2O |
10024-97-2 |
2,0E+03 |
0 |
0 |
|
Ozon |
10028-15-6 |
5,0E+04 |
0 |
0 |
|
Phenol |
108-95-2 |
0 |
3,4E-02 |
0 |
|
Phosgen |
75-44-5 |
2,0E+06 |
0 |
0 |
|
Propylen glycol, 1,2-propandiol |
57-55-6 |
0 |
4,8E-06 |
0 |
|
Selen |
7782-49-2 |
0 |
1,4E+02 |
0 |
|
Sølv |
7440-22-4 |
0 |
0,27 |
0 |
|
Natrium benzoat |
532-32-10 |
0 |
2,0E-06 |
0 |
|
Natrium hypochlorit |
7681-52-9 |
0 |
2,6E-04 |
0 |
|
Styren |
100-42-5 |
1,0E+03 |
0 |
0 |
|
Sulphamin syre |
5329-14-6 |
0 |
1,1E-08 |
0 |
|
Svovldioxid |
7446-09-5 |
1,3E+03 |
0 |
0 |
|
Tetrachlorethylen |
127-18-4 |
2,9E+04 |
0,36 |
4,0E-02 |
|
Thallium |
7440-28-0 |
0 |
6,5E+04 |
0 |
|
Titan |
7440-32-6 |
0 |
0,02 |
0 |
|
Toluen |
108-88-3 |
2,5E+03 |
4,0E-03 |
1,0E-03 |
|
Toluen diisocyanat 2,4/2,6 blanding |
26471-62-5 |
0 |
10 |
0 |
|
Toluen-2,4-diamin |
95-80-7 |
0 |
1,3E-04 |
0 |
|
Trichloroethylen |
79-01-6 |
1,9E+04 |
9,1E-04 |
6,9E-04 |
|
Triethanolamin |
102-71-6 |
0 |
8,4E-05 |
0 |
|
Triethylamin |
121-44-8 |
0 |
0,23 |
0 |
|
Vanadium |
7440-62-2 |
0 |
0,19 |
0 |
|
Vinylchlorid |
75-01-4 |
3,9E+05 |
0,40 |
4,0 |
|
Xylener, blandede |
1330-20-7 |
6,7E+03 |
1,1E-03 |
6,7E-05 |
|
Zink (som støv) |
7440-66-6 |
0 |
21 |
0 |
Anneks 8.3: UMIP97 karakteriseringsfaktorer for human toksicitet for emissioner til jord (Wenzel et al., 1997)
|
Emissioner til jord som første medie | | | | |
|
Stof |
CAS no. |
EF(hta) |
EF(htw) |
EF(hts) |
| | |
m3/g |
3m/g |
3m/g |
| | | | | |
|
1,1,1-Trichloroethan |
71-55-6 |
9,2E+02 |
9,9E-04 |
2,0E-03 |
|
1,2-Benzoisothiazoli n-3-on |
2634-33-5 |
0 |
0 |
0,32 |
|
1,2-Dichlorobenzen |
95-50-1 |
8,3E+03 |
0,37 |
7,0E-03 |
|
1,2-Dichloroethan107-06-2 | |
0 |
0 |
9,4E-02 |
|
1,2-Propylene oxid |
75-56-9 |
0 |
0 |
1,4E-03 |
|
1-Butanol |
71-36-3 |
0 |
0 |
0,18 |
|
2,3,7,8- Tetrachlorodibenzo-p-dioxin |
1746-01-6 |
0 |
0 |
1,8E+04 |
|
2,4-Dinitrotoluen |
121-14-2 |
0 |
0 |
1,2E-03 |
|
2-Chlorotoluen |
95-49-8 |
2,2E+03 |
0,98 |
1,9E-02 |
|
2-Ethyl hexanol |
104-76-7 |
0 |
0 |
1,5E-03 |
|
2-Ethylhexyl acetat |
103-09-3 |
9,5E+03 |
0 |
0 |
|
2-Propanol |
67-63-0 |
0 |
0 |
3,5E-03 |
|
3-Chlorotoluen |
108-41-8 |
2,2E+03 |
0,71 |
2,4E-02 |
|
4-Chlorotoluen |
106-43-4 |
2,2E+03 |
0,79 |
2,2E-02 |
|
Acetaldehyd |
75-07-0 |
0 |
0 |
9,2E-04 |
|
Eddikesyre |
64-19-7 |
0 |
0 |
2,0E-03 |
|
Acetone |
67-64-1 |
0 |
0 |
5,2E-03 |
|
Akrylsyre |
79-10-7 |
0 |
0 |
2,0E-02 |
|
Akrylsyre, 2- hydroxyethyl ester |
818-61-1 |
0 |
0 |
7,6E-02 |
|
Anthracen |
120-12-7 |
0 |
0 |
1,1E-04 |
|
Antimon |
7440-36-0 |
0 |
0 |
21 |
|
Arsen |
7440-38-2 |
0 |
0 |
1,3E+02 |
|
Atrazin |
1912-24-9 |
0 |
0 |
4,2E-02 |
|
Benzen |
71-43-2 |
1,0E+07 |
2,3 |
14 |
|
Benzo(a)pyren |
50-32-8 |
0 |
0 |
1,8E-03 |
|
Benzotriazol |
95-14-7 |
0 |
0 |
2,5E-02 |
|
Biphenyl |
92-52-4 |
0 |
0 |
3,6E-03 |
|
Butyl diglycol acetat |
124-17-4 |
0 |
0 |
0,27 |
|
Cadmium |
7440-46-9 |
0 |
0 |
5,6 |
|
Carbonmonoxid |
630-08-0 |
8,3E+02 |
0 |
0 |
|
Chlor |
7782-50-5 |
3,4E+04 |
0 |
0 |
|
Chlorbenzen |
108-90-7 |
2,2E+05 |
0,27 |
4,6E-02 |
|
Chloroform |
67-66-3 |
1,0E+05 |
5,4E-02 |
0,20 |
|
Chrom |
7440-47-3 |
0 |
0 |
1,4 |
|
Cobolt |
7440-48-4 |
0 |
0 |
0,21 |
|
Kobber |
7440-50-8 |
0 |
0 |
5,0E-03 |
|
Dibutyltinoxid |
818-08-6 |
0 |
0 |
5,3E-03 |
|
Diethanolamin |
111-42-2 |
0 |
0 |
5,9E-03 |
|
Diethylaminoethanol |
100-37-8 |
0 |
0 |
0,30 |
|
Diethylenglycol |
111-46-6 |
0 |
0 |
4,7E-04 |
|
Diethylenglycol mono-n-butyl ether |
112-34-5 |
0 |
0 |
0,16 |
|
Ethanol |
64-17-5 |
0 |
0 |
1,8E-04 |
|
Ethyl acetat |
141-78-6 |
0 |
0 |
1,5E-03 |
|
Ethylenglycol |
107-21-1 |
0 |
0 |
2,5E-05 |
|
Ethylenglycol acetat |
111-15-9 |
0 |
0 |
6,6E-02 |
|
Ethylenglycol mono-n-butyl ether |
111-76-2 |
0 |
0 |
3,5E-03 |
|
Ethylendiamin tetraeddikesyre, EDTA |
60-00-4 |
0 |
0 |
2,5E-06 |
|
Ethylenediamin, 1,2-ethanediamin |
107-15-3 |
0 |
0 |
1,5E-03 |
|
Fluorid |
16984-48-8 |
0 |
0 |
6,4E-04 |
|
Formaldehyd |
50-00-00 |
0 |
0 |
7,2E-03 |
|
Glycerol |
56-81-5 |
0 |
0 |
1,7E-04 |
|
Hexamethylen diisocyanat, HDI |
822-06-0 |
0 |
0 |
0,70 |
|
Hexan |
110-54-3 |
1,6E+03 |
0,34 |
9,7E-04 |
|
Hydrogen cyanid |
74-90-8 |
1,4E+05 |
1,5E-03 |
0,71 |
|
Hydrogen sulfid |
7783-06-04 |
1,1E+06 |
0 |
0 |
|
Jern |
7439-89-6 |
0 |
0 |
0,96 |
|
Isobutanol |
78-83-1 |
0 |
0 |
4,6E-03 |
|
Isopropylbenzen, cumen |
98-82-8 |
1,0E+04 |
0,21 |
2,1E-02 |
|
Bly |
7439-92-1 |
0 |
0 |
0,10 |
|
Æblesyre, dibutyl ester |
105-76-0 |
0 |
0 |
3,4E-03 |
|
Mangan |
7439-96-5 |
0 |
0 |
0,53 |
|
Kviksølv |
7439-97-6 |
6,7E+06 |
1,1E+05 |
81 |
|
Methakryl syre |
79-41-4 |
0 |
0 |
0,22 |
|
Methanol |
67-56-1 |
0 |
0 |
3,9E-04 |
|
Methyl isobutyl keton |
108-10-1 |
0 |
0 |
0,15 |
|
Methyl methakrylat |
80-62-6 |
0 |
0 |
3,2E-02 |
|
Methylenbis(4- phenylisocyanat), MDI |
101-68-8 |
0 |
0 |
4,0E-04 |
|
Molybdæn |
7439-98-7 |
0 |
0 |
1,9 |
|
Monoethanolamin |
141-43-5 |
0 |
0 |
5,4E-03 |
|
Morpholin |
110-91-8 |
0 |
0 |
1,6E-02 |
|
n-Butyl acetat |
123-86-4 |
0 |
0 |
6,2E-02 |
|
Nikkel |
7440-02-0 |
0 |
0 |
0,15 |
|
Nitrilotriacetat |
139-13-9 |
0 |
0 |
5,1E-05 |
|
Nitrobenzensulfonsyre, natrium salt |
127-68-4 |
2,6E+03 |
1,7E-07 |
3,9E-05 |
|
Nitrogen dioxid og andre NOX |
10102-44-0 |
0 |
0 |
3,7E-03 |
|
Lattergas, N2O |
10024-97-2 |
2,0E+03 |
0 |
0 |
|
Ozon |
10028-15-6 |
5,0E+04 |
0 |
0 |
|
Phenol |
108-95-2 |
0 |
0 |
6,4E-05 |
|
Phosgen |
75-44-5 |
2,0E+06 |
0 |
0 |
|
Propylen glycol, 1,2-propandiol |
57-55-6 |
0 |
0 |
7,7E-04 |
|
Selen |
7782-49-2 |
0 |
0 |
5,5E-02 |
|
Sølv |
7440-22-4 |
0 |
0 |
5,3 |
|
Natrium benzoat |
532-32-10 |
0 |
0 |
1,7E-04 |
|
Natrium hypochlorit |
7681-52-9 |
0 |
0 |
2,5E-02 |
|
Styren |
100-42-5 |
1,0E+03 |
0 |
0 |
|
Sulphamin syre |
5329-14-6 |
0 |
0 |
1,2E-05 |
|
Svovldioxid |
7446-09-5 |
1,3E+03 |
0 |
0 |
|
Tetrachlorethylen |
127-18-4 |
2,9E+04 |
0,36 |
4,0E-02 |
|
Thallium |
7440-28-0 |
0 |
0 |
13 |
|
Titan |
7440-32-6 |
0 |
0 |
0,47 |
|
Toluen |
108-88-3 |
2,5E+03 |
4,0E-03 |
1,0E-03 |
|
Toluen diisocyanat 2,4/2,6 blanding |
26471-62-5 |
0 |
0 |
1,5E-02 |
|
Toluen-2,4-diamin |
95-80-7 |
0 |
0 |
1,1E-02 |
|
Trichloroethylen |
79-01-6 |
1,9E+04 |
9,1E-04 |
6,9E-04 |
|
Triethanolamin |
102-71-6 |
0 |
0 |
1,4E-02 |
|
Triethylamin |
121-44-8 |
0 |
0 |
1,2 |
|
Vanadium |
7440-62-2 |
0 |
0 |
1,2 |
|
Vinylchlorid |
75-01-4 |
3,9E+05 |
0,40 |
4,0 |
|
Xylener, blandede |
1330-20-7 |
6,7E+03 |
1,1E-03 |
6,7E-05 |
|
Zink (som støv) |
7440-66-6 |
0 |
0 |
1,6E-02 |
Anneks 8.4: Stedligt differentierede befolkningstætheder for Europa (Tobler et al. 1995). Overslag over befolkningstætheder for 1994 fra Tobler et al (1995). Lokaliteter i den nordlige centrale og sydlige del af Europa samt maritime steder er indikeret med kapitæler.
Anneks 8.5: Regional eksponering for hydrogenchlorid
Den regionale eksponering (i person·µg·m-3) over det totale recipientområde (fra 10km til flere hundrede eller tusind kilometer), der forårsages af udledningen af et gram hydrogenchlorid gas i en højde af
25m i kildenetmasken. Den gennemsnitlige eksponering er 2.460 person·µg·m-3 pr. emitteret gram, og standardafvigelsen er 1600 person·µg·m-3 (begge vægtede for befolkningstæthed). Eksponeringen der
forårsages af en tilsvarende emission frigivet i en højde af 150 m kan findes ved at gange med en faktor 1,30 (standard afvigelse 0,02). Eksponeringen der forårsages af en frigivelse i 1 meters højde kan
findes ved at gange med en faktor 0,89 (standardafvigelse 0,04). De store kapitæler i figuren indikerer punkterne, for hvilke den lokale eksponering i Anneks 8.7 er blevet beregnet.
Anneks 8.6: Regional eksponering for benzen
Den regionale eksponering (i person·µg·m-3) over det totale afsætningsområde (fra 10 km til flere hundrede eller tusinder af kilometer) der forårsages af udledningen af et gram benzen i en højde af 25m i
kildenetmasken. Gennemsnitseksponeringen er 50,000 person·µg·m-3 pr gram emitteret, og standard afvigelsen er 33.000 person·µg·m-3 (begge vægtede for befolkningstæthed). Eksponeringsstigningen er
ekstrapoleret udenfor det europæiske net for at omfatte transportdistancer op til det niveau hvor al benzen fjernes fra atmosfæren (se Potting et al., 2005b). Højden af frigivelsespunktet påvirker knapt nok
den endelige eksponering grundet den lange levetid for benzen, og derfor er der ikke foretaget beregninger for andre frigivelseshøjder. De store kapitæler i figuren indikerer punkterne for hvilke lokal
eksponeringen i Anneks 8.7 er blevet beregnet.
Anneks 8.7: Lokal eksponering for hydrogenchlorid og benzen
Tabellen viser eksponeringen fra en emission af et gram benzen og hydrogenchlorid lokalt ved en kilde (0-10km) og frigivet i forskellige højder (1 m, 25 m og 150 m) og i forskellige klimatiske regioner i
Europa. Desuden vises eksponeringerne ved kortere afstande fra kilden (=0,5 km, 5 km og 10 km). Eksponeringerne er udtrykt som en forholdsmæssig del af den akkumulerede benzen eksponering i en
afstand af 10km (20·20 km²) forårsaget af en frigivelse i 25 meters højde i Sydeuropa (69.7 person·µg·m-3). Befolkningstætheden er i alle tilfælde en person·km-2. De lokaliteter, som er valgt til at repræsentere de fire Europæiske regioner i tabellen er indikeret på kortene i Anneks 8.5 og 8.6.
| | |
Benzen | |
Hydrogenchlorid | | |
| | |
0.5km |
5km |
10km | |
0.5km |
5km |
10km | | |
|
U |
150m | |
0.02 |
0.05 |
Kystområde | | | |
150m |
U |
|
d | | |
0.02 |
0.04 |
Nordeuropa |
Som for benzen | |
d |
|
s | | |
0.03 |
0.07 |
Centraleuropa | | | | |
s |
|
l | | |
0.04 |
0.08 |
Sydeuropa | | | | |
l |
|
i |
25m |
0.02 |
0.2 |
0.31 |
Kystområde | |
0.16 |
0.23 |
25m |
i |
|
p | |
0.03 |
0.25 |
0.42 |
Nordeuropa | |
0.2 |
0.28 | |
p |
|
s h | |
0.04 |
0.53 |
0.93 |
Centraleuropa | |
0.36 |
0.5 | |
s h |
|
ø | |
0.04 |
0.57 |
1 |
Sydeuropa | |
0.38 |
0.52 | |
ø |
|
j |
1m |
0.24 |
0.49 |
0.59 |
Kystområde |
0.2 |
0.33 |
0.37 |
1m |
j |
|
d | |
0.25 |
0.53 |
0.67 |
Nordeuropa |
0.2 |
0.33 |
0.38 | |
d |
|
e | |
0.68 |
1.41 |
1.75 |
Centraleuropa |
0.45 |
0.63 |
0.68 | |
e |
r |
|
0.75 |
1.55 |
1.91 |
Sydeuropa |
0.47 |
0.63 |
0.67 |
|
r |
| |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
r | |
0.75 |
1.55 |
1.91 |
Sydeuropa |
0.47 |
0.63 |
0.67 | |
r |
Anneks 8.8: UMIP 2003 normaliseringsreference for human toksicitet via luft
Baseret på nationale emissionsopgørelser for en række europæiske lande, foretaget af Christensen. 2005a, er der beregnet en europæisk normaliseringsreference for human toksicitet gennem luft under
anvendelse af UMIP2003 eksponeringsfaktorerne og UMIP97 karakteriseringsfaktorerne i henhold til Ligning 8.2 for stedafhængig human toksicitetspåvirkning.
Der er gjort en række antagelser:
1. I mangel af et komplet sæt nationale emissionsopgørelser for EU-landene, er normaliseringsreferencerne baseret på opgørelser som dækker relativt få prioriterede emissioner og som har været tilgængelige
for 11 europæiske lande. Det forventes ikke, at inklusion af de lande som mangler nationale opgørelser ville ændre den resulterende europæiske normaliseringsreference væsentligt.
2. For alle stoffer i den nationale emissionsopgørelse er det blevet vurderet, hvorvidt den atmosfæriske opholdstid er bedst repræsenteret ved anvendelse af hydrogenchlorid eller benzen som modelstof.
3. Den regionale stedafhængige eksponeringsfaktor (sd-HEFregional(h)s,i) er antaget konstant for hele emissions-landet, og bestemt som midtpunktet i det interval, der dækker den største del af landet på
kortene i Anneks 8.5 og Anneks 8.6 (for hydrogenchlorid lignende, henholdsvis benzen-lignende stoffer).
4. For næsten alle stoffer i de nationale emissionsopgørelser, er det antaget at emissionskilderne er industrielle, og at emissionshøjden er 25 meter. En undtagelse er emissioner af NOX og PM10, hvor
transportprocesser formodes at være den væsentligste bidragyder, hvorfor en emissionshøjde på 1 m er mest relevant her. For HCl lignende emissioner skal eksponeringsfaktorerne som er vist i Anneks 8.5
ganges med en faktor 0,89. For benzen-lignende stoffer er eksponeringen kun i ringe grad påvirket af emissionshøjden. Den antagne emissionshøjdes indflydelse på normaliseringsreferencen er moderat.
5. Den ikke-stedafhængige lokale eksponeringsfaktor (sg-HEFlocal(h)s,i) bestemmes fra Anneks 8.7 hvor den er vist i tabellen for benzen-lignende og HCl lignende stoffer som en funktion af europæisk
region og emissionshøjde. Den stedafhængige lokale eksponeringsfaktor findes ved at gange med befolkningstætheden (PDi) i omgivelserne omkring emissionspunktet. I mangel på sådan specifik information
for de individuelle emissioner som ligger bag de nationale opgørelser over emissioner, er anvendt de gennemsnitlige befolkningstætheder i de respektive lande (varierende fra 20 personer/km² i Norge til 456 personer/km² i Holland). Specielt
for stoffer med kort levetid som HCl-lignende stoffer, kan dette være en betragtelig fejlkilde.
Den totale påvirkning for Europa såvel som for de 11 individuelle lande er beregnet i tabellen nedenfor, og personækvivalenten er beregnet ud fra størrelsen af befolkningen i de 11 lande.
Klik her for at se tabellerne.
| |
Storbritannien | |
Europa |
| |
Emission | Påvirkningspotentiale | |
| |
1994 |
sd-EP(HTA) | |
| | ton/år | | |
| Total påvirkning (/år) | |
1.13E+16 |
4.37E+16 |
|
Befolkning (personer) | |
5.82E+07 |
2.55E+08 |
| Normaliseringsreference (/år/person) | |
1.95E+08 |
1.71E+08 |
|
Stof | | | |
|
SO2 |
2.70E+06 |
1.94E+14 | |
|
NOX |
2.39E+06 |
1.95E+14 | |
|
N2O |
9.95E+04 |
1.10E+13 | |
|
CO |
5.97E+06 |
2.73E+14 | |
|
nmVOC |
2.35E+06 |
1.73E+14 | |
|
Cd |
2.35E+01 |
1.43E+14 | |
|
As |
1.12E+02 |
5.87E+13 | |
|
Cr(VI) |
6.33E+01 |
3.49E+12 | |
|
Hg |
1.95E+01 |
7.21E+12 | |
|
Ni |
4.67E+02 |
1.73E+12 | |
|
Pb |
1.75E+03 |
9.66E+15 | |
|
Se |
9.93E+01 |
8.22E+12 | |
|
Cu |
7.92E+01 |
2.49E+09 | |
|
Zn |
1.31E+03 |
5.86E+12 | |
|
Formaldehyd | |
0.00E+00 | |
|
Benzen | |
0.00E+00 | |
|
Phenol | |
0.00E+00 | |
|
Styren | |
0.00E+00 | |
|
Toluen | |
0.00E+00 | |
|
Xylener | |
0.00E+00 | |
|
PAH |
7.64E+02 |
2.11E+15 | |
|
Fluoranthen | | | |
|
Benzo(b)fluoranthen | | | |
|
Benzo(k)fluoranthen | | | |
|
Benzo(a)pyren | | | |
|
Benzo(g,h,i)perylen | | | |
|
Indino(1,2,3-c,d)pyren | | | |
|
PAH-eq. (benzo(a)pyren) |
9.05E+01 |
2.50E+14 | |
|
Dioxin |
7.93E-04 |
1.27E+12 | |
|
PCP |
5.55E+02 |
2.54E+11 | |
|
Hexachlorbenzen (HCB) |
1.20E+00 |
5.50E+08 | |
|
Tetrachloromethan (TCM) |
3.19E+03 |
5.11E+12 | |
|
Trichloroethylen (TRI)2.03E+04 | |
2.13E+13 | |
|
Tetrachloroethylen (PER) |
1.13E+04 |
1.81E+13 | |
|
Trichlorobenzen (TCB) |
6.29E+02 |
2.88E+11 | |
|
Trichloroethan (TCE) |
2.47E+04 |
1.25E+12 | |
|
Hexachlorohexan (HCH) |
1.14E+02 |
5.22E+10 | |
|
Chlorbenzener | |
0.00E+00 | |
|
Vinylchlorid | |
0.00E+00 | |
|
Partikulært stof (PM10) |
2.70E+05 |
2.98E+14 | |
|
Total | |
1.13E+16 | |
| Eksponerings faktor regional, sd-HEFreg(h)
(person·µg/m3/g) |
|
- benzen |
50000 | | |
|
- HCl |
3500 | | |
|
Eksponeringsfaktor lokal, sd-HEFloc(h) (person·
µg/m3/g) |
|
- benzen |
0.31 | | |
|
- HCl |
0.23 | | |
|
Befolkningstæthed (pers/km²) |
240 | | |
Anneks 8.9: Typiske situationer hvor baggrunds koncentrationer er nær eller over ikke-effekt-niveauet for udvalgte luftforureninger
Informationen kan benyttes til et første skridt i
fortolkningen til at hjælpe med at bedømme om det er sandsynligt at ikke-effekt-niveauer overskrides af emissionerne fra en given proces.
| Stof |
Anbefalet tærskel-
niveau(s)# |
Kilder |
Typiske eksponeringssituationer og eksponeringsniveauer i forhold til
tærskel-niveauet, fokus på “nær eller over tærskel”& |
| NOX |
200 µg/m3 (0.11 ppm)
en time dagligt maksimum
40µg/m3 (0.023 ppm)
årligt gennemsnit |
Udendørs
Hovedsagelig forbrændings-
processer:
Trafik (50%), industri (20%), andre mobile kilder (10-15%) |
Udendørs, luft
>40µg /m3 (årligt gennemsnit) i store amerikanske,
europæiske, og asiatiske byer
>50 µg/m3 (årligt gennemsnit) for 40% af den europæiske
bybefolkning
>400 mg/m3 (1-h) i nogle meget store byer (f.eks. Cairo, Delhi,
London, Los Angeles, Sao Paulo)
Regional konc. kan nå op på 60-70µg/m3 (24-h)
i det meste af Centraleuropa |
| |
150 µg/m3
24 timer gennemsnit |
Indendørs
Gas ovne, uventillerede gas rum varmere, vandvarmere osv.
Udendørs kilder |
Indendørs, luft
>100 µg/m3 (gennemsnit over 1-2 uger) i 50% af hjem
og >480 µg/m3 i 8% af hjem med petroleumsvarmere >100
µg/3 (gennemsnit over 1-2 uger) i 70% af hjem og >480 µg/m3
i 20% af hjem med uventilerede gas rum varmere > 100 µg/m3
(gennemsnit over 1-2 uger) i nogle hjem med gas kølere og gas ovne
849 µg/m3 (spidsværdier 1-h) i hjem med petroleums-
varmere Indendørs eksponering specielt høj om vinteren (høj
varme produktion og lav ventilation) |
| SO2 |
500 mg/m3 10 min. gennemsnit
350 µg/m3 en
time gennemsnit
125 µg/m3 24 timer gennemsnit
50 µg/m3
årligt gennemsnit |
Udendørs Større kilder:
Afbrænding af brændsel
(specielt energiproduktion og fremstillings-industri)
Andre kilder: Industrielle
proces- ser og vej trafik |
Udendørs, luft
> 6000 µg/m3 (kort tids) i nogle højt-industrialiserede
områder
> 700 mg/µ3 (spidskoncentrationer) i nogle meget store byer
> 100 µg/m3 (24-h) for 70% af europæisk bybefolkning
100-150 µg/m3 (24-h) gennem smog perioder i nogle dele
af Central/Øst Europa. Ingen indikationer af om det årlige
gennemsnit overskrides.
> 150 µg/m3 (årligt gennemsnit) i nogle meget
store byer (f.eks. Beijing, Mexico City og Seoul)
50-100 µg/m3 (årligt gennemsnit) i nogle andre meget
store byer (f.eks. Rio de Janeiro og Shanghai) |
Anneks 8.9: Typiske situationer hvor baggrunds koncentrationer
er nær eller over ikke-effekt-niveauet for udvalgte luftforureninger
| Stof |
Anbefalet tærskel-niveau(s)# |
Kilder |
Typiske eksponeringssituationer og eksponeringsniveauer i for- hold til
tærskel-niveauet, fokus på “nær eller over tærskel”& |
| Partikler, PM10 |
Ingen human tærskel mekanisme (Ingen WHO eller EU vejledning) Anbefalet
UK grænseværdi: 50 µg/m3 24 timer gennemsnit |
Udendørs
Forbrændings-
processer (specielt diesel motorer)
Naturlige kilder |
Udendørs, luft
50 µg/m3 (24-h) kraftigt overskredet i mange Europæiske
byer
Regional koncentrationer op til 25 µg/m3 (årligt
gennemsnit) i særlige dele af Central/Nordøsteuropa
200-600 µg/m3 (årligt gennemsnit) i 12 meget store
byer (hovedsagelig Asien, men også Mexico City og Cairo) |
| CO |
100 µg/m3
15 min. gennemsnit
60 µg/m3
30 min. gennemsnit
30 µg/m3
en time gennemsnit
10 µg/m3 |
Væsentligste kilde:
Vejtrafik |
Udendørs, luft
op til 67 µg/m3 (1-h) i Mexico City
30-60 µg/m3 (1-h), 10-20 µg/m3 (8-h) i
nogle kæmpe store byer (Cairo, Jakarta, London, Los Angeles, Moscow,
New York, Sao Paulo)
Ofte > 10 µg/m3 (8-h) i 10-15 af de værste europæiske
byer. Ingen ind- ikation af om en-time-gennemsnits- |
| NMVOCs |
Stof specifik.
De forskellige VOC'er har forskellige tærskel niveauer. Derfor er
det problematisk at stofferne normalt måles og resultaterne, som rapporteres,
er gruppeparameteren 'VOC'.
Stedkarakterisering skal udføres baseret på de individuelle
stoffer. |
Udendørs
Vejtrafik (30%)
Opløsningsmidler og håndtering af andre produkter (30%)
Landbrug, skovbrug, etc. (20%)
Andre ikke-forbrændings processer (10%)
Indendørs
Kontormaskiner
Rengøringsmidler
Tobaksrøg
Mikrobiel vækst
Biologisk spildevand (fra mennesker)
Kosmetik
Bygge materialer
Frigivelser fra vandhanevand ved brusebad, toiletskyl, osv. |
Udendørs, luft
Potentielt problem tæt på punktkilden (f.eks. opløsningsmiddel
i industri)
Trafik (hovedsageligt benzen, se nedenfor)
Indendørs, luft
Potentielt problem, se `kilde' kolonnen
Indirekte eksponering via miljøet (drikkevand og fødevarer)
Kræver vurdering i hvert enkelt tilfælde. Specielt et problem
for bioakkumulerende og svært-nedbrydelige stoffer |
Anneks 8.9: Typiske situationer hvor baggrunds koncentrationer er nær eller over ikke-effekt-niveauet for udvalgte luftforureninger
| Stof |
Anbefalet tærskel-niveau(s)# |
Kilder |
Typiske eksponeringssituationer og eksponeringsniveauer i for hold til
tærskel-niveauet, fokus på “nær eller over tærskel”& |
| Benzen |
6 µg/m3 (livstid)
Drikkevand: 10 mg/l |
Udendørs
Ikke forbrændt benzen i benzin
Punktkilder (f.eks. benzinstationer og andre faciliteter, der håndterer
brændstof)
Nedgravede benzin tanke (i relation til drikkevands kontaminering)
Indendørs
Cigaretrøg
Byggematerialer
Frigivelser fra vandhanevand ved brusebad, toiletskyl, osv. |
Udendørs, luft
op til 100 µg/m3 i byområder med høj trafik
intensitet
5-30 µg/m3 generel bybefolkning kan være > 6 µg/m3
i nogle industrialiserede områder
3.2 - 10 µg/m3 (= 3200 - 10.000 µg/m3)
ved benzinpåfyldning (korttids!)
Indirekte eksponering via miljøet (drikkevand og fødevarer)
Op til 330 µg/l er blevet mål i drikkevand lokalt
Niveauer normalt under 10 mg/l
Indendørs, luft
Cigaretrygere har et stort optag
758-1670 µg/m3 (korttids) er blevet målt i brusekabinen
ved brusebadning
366-498 µg/m3 (korttids) er blevet målt i badeværelset
ved brusebadning |
Chloro-
form |
TDI: 8-10 µg/kg
bw/dag (23 µg/m3 over livstid)≠
Se fodnote!! |
Udendørs
Fremstilling og yderligere forarbejdning af stoffet
Reaktioner mellem organisk stof og chlor (papir blegning, chlorering af
drikkevand, chlorering af kølevand, chlorering af spildevand)
Dekomponering af andre chlorerede forbindelser
Indendørs
Frigivelser fra vandhanevand ved brusebad, toiletskyl, osv. |
Udendørs, luft
0.1 - 0.25 µg/m3 i fjerntliggende rene områder i
US
0.3 - 9.9 µg/m3 i byområder i US
4.1 - 160 µg/m3 fra tid til anden tæt på US
punktkilder
< 1 µg/m3 (generelt eksponeringsniveau) for hollandske
og tyske forhold
Indirekte eksponering via miljøet (drikkevand og fødevarer)
Drikkevand: Fra tid til anden op til 60 µg/l (svarende til ca. 2 mg/kg
body weight/dag under forudsætning af 2 l vandforbrug pr. dag og 64
kg body weight) i US
Op til 14 µg/l i Tyskland
Op til 18-36 µg/l i Japan
Indendørs, luft 1-10 µg/m3 (generel indendørs
niveau)
100 µg/m3 er almindeligt i svømme- bassiner. |
| HCB |
TDI: 0.11 µg/kg bw/dag
(0.47 µg/m3 over livstid)≠
Se fodnote!! |
Udendørs Chlorerede pesticider Ufuldstændig forbrænding
Gamle lossepladser Affaldsstyring for chlorerede opløs- ningsmidler
og pesti- cider |
Udendørs, luft få ng/m3 (eller mindre) langt fra
punkt kilder Højere tæt på punktkilder Indirekte eksponering
gennem miljøet (drikkevand og fødevarer) 0.0004-0.003 µg/kg
bw./dag; skøn- net normalt US indtag (<<TDI) Kritiske eksponeringsniveauer
kan nås i befolkningsgrupper som spi- ser meget vildt kød.
HCB akkumulerer i modermælk, hvor baby eksponeringer på 0.0018-5.1
µg/kg bw/dag er blevet rapporteret. |
| Dioxiner |
TDI: 10 pg/kg bw*/dag |
Udendørs
Forbrændingsprocesser (affald, fossile og træ)
Produktion, brug og bortskaffelse af særlige kemikalier (f.eks. chlorerede
pesticider og benzen)
papir og pap
blegning
Recycling af metaller |
Udendørs, luft
Kritiske eksponeringsniveauer kan nås tæt på forbrændingsanlæg
Moderne forbrændingsanlæg med fornuftig luftforureningsforebyggelse
skulle ikke udgøre nogen alvorlig risiko.
Indirekte eksponering gennem miljøet (drikkevand og fødevarer)
0.3-3.0 pg/kg bw/dag - generel befolkning
Kritiske eksponeringsniveauer kan forekomme i modermælk og befolkninger
som spiser mange vildtlevende fisk |
| Bly, Pb |
0.5 µg/m3 årligt gennemsnit
Drikkevand: 0.05 µg/l |
Udendørs
Minedrift og smeltning af bly
Bly i benzin-
tilsætningsstoffer
Håndtering af blyholdige produkter (batterier, kabler, pigmenter,
lod, stål produkter)
Olie og kulforbrænding.
Naturlige kilder (vulkansk aktivitet og geologiske vejrfænomener) |
Udendørs, luft
Tærskelværdien kan blive overskredet i områder med en
høj trafiktæthed i lande hvor bly stadigvæk bruges som
tilsætningsstof i benzin. Høje eksponeringsniveauer kan nås
tæt på punktkilderne (f.eks. i nærområdet hvor der
smeltes bly)
Indirekte eksponering gennem miljøet (drikkevand og fødevarer)
Drikkevandsniveauer normalt < 5 µg/l, men kan overstige 100 mg/l
(0.1 µg/l) i vandhaner med blyrør
Det gennemsnitlige indtag for voksne US borgere er 56.5 µg/dag hovedsageligt
fra fødevarer (mejeriprodukter, kød, fisk, fjerkræ,
korn og kornprodukter, grønsa- ger, frugt og læskedrikke).
Niveauer i fødevarer er betinget af baggrundskoncentrationen og produktionsstedet
og blyindtagets størrelse kan lokalt være kritisk
Specielt høje indtag kan forekomme for ”jord-spisende”
børn, som leger på forurenet grund. |
| Cadmium, Cd |
5 µg/m3 (livstid)
Drikkevand: 0.005 µg/l
Midlertidig indtagelse: 0.4-0.5 µg/week |
Udendørs
Metal minedrift og produktion (zink, cadmium, kobber, bly)
Fosfat gødningsproduktion,
Cement produktion
Træforbrænding
Naturlige kilder (vulkansk aktivitet og geologisk betinget vejrfænomen)
Andre eksponeringsveje
Indtag via tobaksrygning |
Udendørs, luft
Forhøjede niveauer tæt på forureningskilderne kan bidrage
betydeligt til det totale indtag.
Indirekte eksponering gennem miljøet (drikkevand og fødevarer)
Det gennemsnitlige indtag for en voksen US borger er 0.21-0.23 µg/uge
hovedsagelig fra fødevarer (korn og kornprodukter, kartofler og andre
grønsager)
Niveauer i fødevarer betinges af baggrundskoncentration og produktionssted
og niveauet for cadmium indtaget kan lokalt ligge over det normale ugentlige
niveau
Andre eksponeringsveje
Rygere kan opnå indtagsniveauer via inhalation, sammenlignelige med
de midlertidige indtag |
| Kviksølv, Hg |
1 µg/m3 årlige gennemsnit
Drikkevand 0.001 µg/l (organisk Hg)
Midlertidigt indtag 5 µg/kg bw*/uge (total Hg) 3 µg/kg bw*/uge
(CH3Hg) |
Udendørs
Minedrift
Industrielle processer inkl. Hg (f.eks. chlor-alkali)
kul og andre fossile brændslers forbrænding
Cement produktion
Affaldsforbrænding
Andre eksponeringsveje
Tand-amalgam |
Udendørs, luft
Luftindtag normalt af mindre betydning
Indirekte eksponering via miljøet (drikkevand og fødevarer)
Generelt indtagsniveau 0.22-0.86 µg/kg/uge
Kritiske niveauer kan nås i befolkningsgrupper med et højt
forbrug af havdyr (hovedsageligt fisk) og specielt ammende børn (pga.
Hg akkumulation i mælk)
Andre eksponeringsveje
Tand-amalgam kan bidrage med omkring 10 µg/dag (svarende til 1 µg/kg/uge) |
≠ Bør anvendes med forsigtighed. Er udledt af TDI under forudsætning af : 64 kg kropsvægt, indånding af 22 m3 pr dag og den samme biotilgængelighed/optag via eksponering gennem mund og inhalation.
Specielt kan der sættes spørgsmål ved den sidste antagelse.
* `bw': Forkortelse for `body weight' (Kropsvægt).
# I relation til LCA, bør man ofre særlig opmærksomhed på stoffer, for hvilke der ikke gælder nogen tærskel-niveau mekanismer, f.eks. benzen og partikler. For disse stoffer vil enhver forøgelse i eksponeringen resultere i en forøget risiko. De anbefalede tærskel-niveauer er derfor af mindre betydning i relation til stedkarakterisering.
& For industrialiserede lande, vil regulering af punktkilder ofte medvirke til beskyttelse af omgivelserne mod eksponering over tærskel-niveauerne.
Fodnoter
[7] Ordet “eksponering” bruges i resten af kapitlet synonymt med “stigning i akkumuleret eksponering” fra Kapitel 6 i Potting and Hauschild (2004).
[8] The EUTREND model follows a Gaussian plume approach to calculate concentration spatially resolved over the European grid. A specific strength of EUTREND is its capacity to accurately model the
local dimension of emission dispersion by using 1990 meteorology (annual statistics mean).
[9] The Wind rose Model Interpreter (WMI) is part of the integrated assessment model EcoSense. WMI follows trajectory modelling based on region dependent atmospheric conditions (1990 annual
statistics mean).
| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |
Version 1.0 Januar 2006, © Miljøstyrelsen.
|