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

Miljønyt, 79 – Stedafhængig variation i miljøvurderingen i LCA

9 Økotoksicitet

• 9.1 Introduktion
• 9.2 Klassificering
• 9.3 UMIP₉₇ karakteriseringsfaktorer
• 9.4 UMIP₂₀₀₃ faktorer for økotoksicitet
• 9.5 Ikke-stedafhængig karakterisering
• 9.6 Stedafhængig karakterisering
• 9.7 Fortolkning
• 9.8 Eksempel

Baggrundsinformation for dette kapitel kan findes i:

• Kapitel 6 i “Environmental assessment of products. Volume 2: Scientific background” af Hauschild og Wenzel (1998).
• Kapitel 8 i “Background for spatial differentiation in life-cycle impact assessment – the EDIP2003 methodology” af Potting og Hauschild (2005).

9.1 Introduktion

Kemiske emissioner bidrager til økotoksicitet hvis de påvirker funktionen og strukturen af økosystemer gennem toksiske effekter på organismer som lever i dem. Økotoksicitet involverer mange forskellige toksicitetsmekanismer, og sammenlignet med de øvrige miljøpåvirkninger som indgår i livscyklusvurderinger, har økotoksicitet karakteren af at være en sammensat kategori, som omfatter alle stoffer, der har en direkte effekt på økosystemets 'velbefindende'. På denne baggrund bliver listen over stoffer, som klassificeres som økotoksiske meget mere omfattende end de tilsvarende lister for øvrige miljøpåvirkninger (med undtagelse af human toksicitet, som er af tilsvarende karakter), og den vil omfatte mange forskellige typer af stoffer med vidt forskellig kemisk karakter. For at et stof kan betragtes som økotoksisk, skal det være toksisk overfor nogle af de naturlige organismer, men toksicitet er et relativt begreb, og i følge den gamle Schweiziske læge Paracelsus, er alle stoffer giftige (toksiske), hvis den indtagne dosis er tilstrækkelig stor. Foruden stoffets toksicitet, er egenskaber som persistens (lav nedbrydelighed i miljøet), og evne til at bioakkumulere eller blive transporteret til følsomme dele af miljøet, derfor bestemmende for hvilke stoffer der kan kaldes økotoksiske. Sammen med den direkte toksicitet, er disse egenskaber af afgørende betydning for om dosen er tilstrækkeligt stor til, at der kan opstå toksisk effekt.

9.2 Klassificering

Til klassificering af stoffer der bidrager til økotoksicitet, er der udviklet et screeningsværktøj, som en del af UMIP₉₇ baseret på stoffets karakteristika som beskrevet ovenfor. Det anbefales, at man anvender dette værktøj sammen med nogle af de eksisterende lister over væsentligste forurenende stoffer, som f.eks. ”Listen over Uønskede Stoffer” og ”Effektlisten” (Miljøstyrelsen, 2000a og b).

9.3 UMIP₉₇ karakteriseringsfaktorer

UMIP₉₇ metoden (Wenzel et al., 1997, Hauschild et al., 1998) er en simplificeret version af det, som senere er blevet benævnt en modulær tilgang til økotoksicitetsvurdering. I stedet for at basere karakteriseringen på tilpasning af en af de eksisterende multimedie-modeller, som er udviklet og brugt til fælles risikovurdering af kemikalier, er tilgangen i UMIP₉₇ metoden at identificere de egenskaber, som er vigtige for stoffets potentielle bidrag til økotoksicitet og siden hen inkludere disse på en gennemskuelig og relevant måde i udtrykket for karakteriseringsfaktoren.

Økotoksiciteten modelleres for akvatiske økosystemer (akut og kronisk), i terrestriske økosystemer (kronisk eksponering) og i spildevandsbehandlingsanlæg. For hvert slutpunkt, anvendes en simpel skæbne-modellering, baseret på en modulær tilgang, hvor omfordelingen mellem de miljørelaterede rum og potentialet for biologisk nedbrydning er repræsenteret som separate faktorer. Karakteriseringsfaktoren for kronisk økotoksicitet i delmiljø (n) fra en emission af stoffet (j) til delmiljø (m) bestemmes som:

.... hvor omfordelingsfaktoren, fmn udtrykker hvilken andel af emissionen, efter omfordeling fra det oprindelige delmiljø (m), der når frem til det endelige delmiljø (n), hvor den økotoksiske påvirkning bliver modelleret. BIO repræsenterer potentialet for bionedbrydelighed, som det er bestemt fra standard tests for umiddelbar og inherent bionedbrydelighed. Toksiciteten er udtrykt som den reciprokke nul-effekt-koncentration (PNEC) for økosystemerne i delmiljøet (n).

Som det er beskrevet i introduktionen til denne vejledning, er UMIP₉₇ metoden forberedt til at omfatte den stedlige differentiering for alle de ikkeglobale påvirkningskategorier gennem sted-faktorer SF beregnet til modifikation af ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer. For økotoksicitetsvurdering bliver udtrykket:

Det ikke-stedafhængige påvirkningspotentiale i UMIP₉₇ skal forstås som den største påvirkning, som kan forventes fra emissionen, og sted-faktoren skal ses som den stedligt bestemte mulighed for at den fulde påvirkning vil forekomme, dvs. SF varierer mellem 0 og 1. UMIP dataformatet giver mulighed for at inkludere stedlige aspekter i karakteriseringen, og Wenzel og medforfattere giver vejledning omkring kvantificering og anvendelse af SF uden at gøre sted-faktorerne reelt operationelle. (Wenzel et al., 1997).

UMIP metoden for økotoksicitetsvurdering involverer også andre muligheder for stedlig differentiering. For den del af de luftbårne emissioner, der aflejres, er omfordelingsfaktoren, fmn sat til “a”, når (n) er det vandige miljø, og 1-a, når (n) er det terrestriske miljø. UMIP₉₇ tillader, at ”a” vælges ud fra de betingelser der er i regionen, hvor emissionen finder sted. For danske betingelser, foreslås a=0,5, mens en global standardværdi er sat til a=0,2.

Desuden er det i UMIP₉₇ foreslået at inkludere den stedlige information i form af initial fortyndings data for vandbårne emissioner, som teknisk information i vægtningen af det potentielle bidrag til akut akvatisk økotoksicitet, for at afspejle forskellene i fortyndingspotentialet (og siden hen muligheden for akutte effekter), for forskellige typer af akvatiske recipienter.

9.4 UMIP₂₀₀₃ faktorer for økotoksicitet

UMIP₂₀₀₃ faktorerne erstatter ikke UMIP₉₇ karakteriseringsfaktorerne. I stedet for skal de betragtes som en slags eksponeringsfaktorer, der skal benyttes i kombination med UMIP₉₇ faktorerne som bibeholdes til karakterisering af de ikke-stedafhængige påvirkninger på økotoksicitet fra emissioner. Dette betyder, at de dele af skæbne- og effektfaktorerne, som ikke er stedligt differentierede bibeholdes som de oprindeligt var defineret i UMIP₉₇. For at kunne inkludere den stedlige variation, er det forsøgt at gøre sted-faktoren fra UMIP₉₇ operationel. Idet der ikke er fundet nogen integreret vurderingsmodel, som kan tilpasses stedlig differentiering i modelleringen af stoffers skæbne i miljøet, er den simplificerede modulære tilgang som anvendes i UMIP₉₇, i stedet blevet udvidet til at gå ind i området for eksponeringsvurdering. Baseret på en analyse af årsagskæden for økotoksicitet, er de væsentligste stedafhængige karakteristika, som influerer på den miljømæssige skæbne eller økotoksiske effekt fra stoffer, identificeret og mulighederne for at inkludere dem i karakteriseringen af økotoksicitet er blevet afprøvet.

Der er udviklet en struktur for medregning af den stedlige variation indenfor omgivelsernes gennemsnitlige temperatur (bionedbrydning), hyppigheden af naturlige økosystemer i jord og vand (mål-systemer) og sorptions- og bundfældelsesbetingelserne i ferskvands- og saltvandssystemer (fjernelse). Strukturen er gjort operationel for fire europæiske regioner: Nord, Øst, Vest og Syd.

Eksponeringsfaktorer for økotoksicitet
Den allerede eksisterende ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktor udlægges som repræsenterende påvirkningen fra stoffet, forudsat at en eksponering finder sted. Den stedlige karakterisering udføres således ved at gange den ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktor og en eksponeringsfaktor, som betragtes som en modificering der udtrykker graden af aktuelt forekommende eksponering. Økotoksicitets-eksponeringsfaktoren forkortes EEF, for at sikre konsekvens i forhold til eksponeringsfaktorerne for andre påvirkningskategorier, defineret i UMIP₂₀₀₃. Den afhænger både af stoffets egenskaber og de stedlige karakteristika for processen der udleder stoffet, og udtrykkes som et produkt af de følgende variable:

SF_emis som repræsenterer den stedafhængige variation af de parametre, der indgår i emissions-delen af årsagskæden.

SF_bio som repræsenterer den stedlige variation af bionedbrydeligheden og andre omdannelsesparametre i skæbne-delen af årsagskæden.

SF_sed som repræsenterer den stedlige variation af sorptions- og bundfældelsesparametrene i skæbne-delen af årsagskæden (kun relevant for akvatisk økotoksicitet).

Eksponeringsfaktorer beregnes for økotoksicitet i vand og jord i Anneks 9.4.

9.5 Ikke-stedafhængig karakterisering

Som de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer for økotoksicitet benyttes gennemsnitsværdierne fra Tabel 9.1 (for akvatisk økotoksicitet) og 9.2 (for terrestrisk økotoksicitet). De ikke-stedafhængige økotoksiske påvirkningspotentialer beregnes under brug af disse faktorer i samspil med de relevante UMIP₉₇ karakteriseringsfaktorer for økotoksicitet fra Wenzel et al. (1997), i henhold til det følgende udtryk:

Hvor:
sg-EP(etn) = Den ikke-stedafhængige økotoksicitetspåvirkning fra produktet (i m³/f.u.) i delmiljø (n).

sg-EEF_s = Den ikke-stedafhængige eksponeringsfaktor (dimensionsløs), som relaterer emissionen af stoffet (s) til eksponeringen, sg-EEF_wc = 1,3 for organiske stoffer og 0,91 for metaller, og sg-EEF_wc = 0,33, bestemt som de gennemsnitlige værdier for de europæiske regioner i Tabel 9.1 og 9.2.

CF(etm,n)_s = UMIP₉₇ karakteriseringsfaktor for økotoksicitet (i m³/g) fra Anneks 9.1, 9.2 eller 9.3, som relaterer emissionen af stof (s) til delmiljø (m) til påvirkningen i delmiljø (n)

E(m)_s = Emissionen af stof (s) til delmiljø (m) (i g/f.u.)

9.6 Stedafhængig karakterisering

Eksponeringsfaktorerne repræsenterer alvorligheden af eksponeringen på samme måde som de faktorer, der er udviklet for påvirkningskategorierne human toksicitet og akvatisk eutrofiering. Givet det begrænsede spænd mellem de højeste og laveste værdier af den stedafhængige eksponeringsfaktor for organiske stoffer i Tabel 9.1, og givet at betragtelige model- og parameterusikkerheder er forbundet med de eksponeringsfaktorer, der er udviklet for økotoksicitet, gælder det, at de yderligere usikkerheder sagtens kan overstige variationen der er ligger i disse eksponerings faktorer.

På denne baggrund er der kun begrænset motivation for at udføre en fuldstændig stedafhængig eksponeringsvurdering for økotoksicitet i jord eller vand. I stedet, må de stedafhængige faktorer betragtes som en information til brug i følsomhedsanalysen og muligvis også for begrænsning af den potentielle stedlige variation i den ikke-stedafhængige påvirkning.

Vejledningen anbefaler at de anvendes i følsomhedsanalysen til at hjælpe med at kvantificere den mulige stedlige variation, som ligger til grund for de ikke-stedafhængige påvirkningspotentialer. For emission af metaller til vand, er situationen en smule anderledes. Her har det modtagende miljø stærk indflydelse på tabet gennem aflejring for de mest adsorberende metaller, på den måde at forstå at emissionerne til floder og søer har en meget lavere eksponeringsfaktor på grund af aflejringen i søer. Denne afvigelse fra det generelle mønster for eksponeringsfaktorerne ændrer ikke på den overordnede anbefaling at økotoksicitets-eksponeringsfaktorerne kun benyttes i følsomhedsanalyse-sammenhæng og ikke i en rutinemæssig stedafhængig karakterisering.

Økotoksicitetspåvirkningen fra et givet produkt er i mange tilfælde domineret af en enkelt eller få processer. Selv i sammenhænge, hvor en stedafhængig vurdering foretrækkes, anbefales det at begynde med en beregning af den ikke-stedafhængige påvirkning af et produkt, som beskrevet i forrige afsnit. Denne ikke-stedafhængige påvirkning kan benyttes til at vælge de processer, der har de dominerende bidrag (trin 1), og dernæst til bedømmelse af den aktuelle stedlige variation i bidraget fra disse processer under anvendelse af de relevante stedafhængige faktorer (trin 2 og 3).

Trin 1
Den ikke-stedafhængige økotoksicitetspåvirkning i vand eller jord, som beregnet i det forrige afsnit, opdeles i bidragene fra hver enkelt proces. Disse bidrag rangordnes derefter fra det største til det mindste bidrag og processen med det største bidrag vælges.

Trin 2
Den ikke-stedafhængige økotoksicitetspåvirkning fra trin 1 reduceres med bidraget fra den proces, der valgtes i trin 1. Dernæst beregnes den stedafhængige påvirkning fra emissionerne fra denne proces ved hjælp af de relevante stedafhængige faktorer.

Hvor: sd-EP(etn)_p = Den stedafhængige økotoksicitetspåvirkning i delmiljø (n) fra proces (p)

EEF(etn)_s,i = Den stedafhængige eksponeringsfaktor (dimensionsløs) , som relaterer emissionen af stof (s) i situation (i), som er relevant for proces (p) (beskrevet ved hjælp af geografisk region og lokalitet i den hydrologiske cyklus), til eksponeringen på det regionale niveau. Den stedafhængige eksponeringsfaktor findes i Anneks 9.4 i Tabel 9.9 for organiske stoffer og i Tabel 9.10 for metaller.

CF(etm,n)_s = UMIP₉₇ karakteriseringsfaktoren for økotoksicitet (i m³/g) fra Anneks 9.1, 9.2 eller 9.3 som relaterer emissionen af stof (s) til delmiljø (m) til påvirkningen i delmiljø.

E(m)_s = Emissionen af stof (s) til delmiljø (m) (i g/f.u.).

De bestemmende parametre er regionen hvor emissionen foregår (Nord-, Vest-, Øst- og Sydeuropa) og recipienttypen for emissioner til vand (flod eller sø, flodmunding, hav, influerende SFsed) og et antal stofkarakteristika (bionedbrydelighed, lipophilicitet og flygtighed).

For de emissioner af organisk stof eller metaller der går til luft, antages det at den del, der ender i vand hovedsagelige aflejres i havet og derfor vælges EEFwc for havet (i Tabel 9.9 eller Tabel 9.10) for luftbårne emissioner.

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 udvalgte processer er så stort at den resterende stedlige variation i værdien for økotoksicitet ikke længere kan påvirke konklusionen af studiet (f.eks. når den stedafhængige andel er større end 95% af den totale påvirknings).

9.7 Fortolkning

For eksponeringsfaktorerne som er tabelleret i Anneks 9.4, er variationen (min og max værdi) vist i Tabel 9.1 for akvatisk og terrestrisk økotoksicitet af organiske stoffer og i Tabel 9.2 for metaller.

For organiske stoffer gælder det, at den største variation, som kan blive introduceret ved at anvende disse faktorer stedafhængig karakterisering af akvatisk økotoksicitet, er en faktor 28 (1.95:0.07 mellem værdien for et ikke bio-nedbrydeligt stof emitteret direkte til havet i Nordeuropa og et stærkt lipophilt stof emitteret til en flod i Vesteuropa).

Tabel 9.1. Variation (min-max værdi), gennemsnit og medianer af eksponeringsfaktorer for organiske stoffer.

For stoffer som har mindre lipophilicitet (logK_ow<4) er den største variation en faktor 6.5, som gælder mellem de samme to situationer. For terrestrisk økotoksicitet, er den største variationsfaktor 3.7 (0.65:0.18 mellem værdien for emission af et vilkårligt stof til jord i Nordeuropa og i Sydeuropa). Variationen mellem højeste og laveste eksponeringsfaktor er således ret begrænset, selv for ekstremt lipophile stoffer. Således forventes den udviklede eksponeringsfaktor kun at repræsentere en mindre del af den faktiske, stedligt bestemte variation i stoffers skæbne og den resulterende eksponering af økosystemer overfor kemikalier indenfor Europa idet:

• Et stort antal parametre, som potentielt bidrager til stedlig variation kunne ikke inkluderes i metoden, som beskrevet i Tørsløv et al. (2005). Generelt var deres inklusion ikke mulig på grund af den begrænsede tilgængelighed til miljødata eller det nuværende moderate niveau for økotoksicitetsmodellering. Dette gælder for forskellighederne i økosystem følsomheder og forskelligheder i baggrundspåvirkninger over hele Europa. Såfremt det havde været muligt at medtage flere af disse parametre, er det forventeligt, at den modellerede stedlige variation som udtrykt gennem eksponeringsfaktoren EEF ville have været større.
• Som diskuteret i Tørsløv et al. (2005), må det forventes at størrelsen af variationen i naturparametre mellem regioner bliver mindre når størrelsen af regionen bliver større (jo større region, jo større interne forskelle og jo lavere variation mellem regioner). Denne udvikling vil brede sig til eksponeringsfaktorerne, som er udregnet fra de valgte naturparametre. I det nuværende metodegrundlag, har man for nemheds skyld opdelt Europa i kun fire regioner, og det er forudsigeligt, at, hvis strukturen var baseret på individuelle lande i stedet for så store geografiske regioner, ville den modellerede stedlige variation have været større.

Tabel 9.2. Variation (min-max værdi), gennemsnit og medianer for eksponeringsfaktor er for metaller.

For metaller, er billedet i Tabel 9.2 en del anderledes end det som gælder for organiske stoffer i Tabel 9.1, hovedsagelig på grund af forekomsten af ekstremt lave eksponeringsfaktorer for de stærkt adsorberende metaller, specielt bly of tin når disse emitteres til ferskvandssystemer (flod, sø), hvor deres fjernelse gennem adsorption og aflejring er effektiv. For øvrige metaller er mønsteret mage til mønsteret for organiske stoffer.

Samlet set vurderes det, at betragtelige usikkerheder er tilknyttet de eksponeringsfaktorer som er udviklet for økotoksicitet, og at disse usikkerheder sagtens kan overstige variationen der ligger i disse faktorer. På denne baggrund, anbefaler forfatterne ikke at anvende de udviklede eksponeringsfaktorer i et forsøg på at udføre stedlig karakterisering af økotoksicitet i LCIA.

Desuden mangler de emissionsdata, der ligger til grund for beregning af europæiske normaliseringsreferencer den stedlige differentiering for de fleste stoffer (Stranddorf et al., 2005), og derfor har det ikke været muligt at beregne UMIP₂₀₀₃ normaliseringsreferencer for en eneste af de økotoksiske underkategorier.

I øjeblikket arbejdes der på i OMNITOX-projektet under det Femte Rammeprogram under EU, at udvikle en europæisk konsensus metode for karakterisering af økotoksicitet i LCA. Denne metode inddrager en omfattende multimedie skæbnemodel med mulighed for stedlig differentiering mellem de enkelte landes niveau. Læsere med interesse i stedlig karakterisering af økotoksicitet henvises til resultaterne af dette arbejde, som vil være tilgængeligt hen mod slutningen af 2004 (www.OMNIITOX.net).

9.8 Eksempel

Til trods for anbefalingerne givet i afsnit 9.7, er UMIP₂₀₀₃ eksponeringsfaktorerne blevet brugt i en karakterisering af opgørelsen præsenteret i afsnit 1.6 for at vise deres anvendelse.

Ikke-stedafhængig karakterisering
Som det er blevet beskrevet i afsnit 9.5 udregnes først de ikke-stedafhængige påvirkninger. Økotoksicitetspåvirkningerne i Tabel 9.3 er bestemt i henhold til Ligning 9.4, under anvendelse af UMIP₉₇ faktorerne fra Anneks 9.1 og 9.2 (for emissioner til luft, henholdsvis vand) og de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer taget som gennemsnittene i Tabel 9.1 og 9.2.

Iblandt de luft- og vandbårne emissioner, eksisterer UMIP₉₇ faktorerne kun for metaller, men disse forventes også at være de stærkeste bidragydere til økotoksicitet i vand og jord.

Tabel 9.3. Ikke stedafhængige påvirkningspotentialer for kronisk økotoksicitet i vand og jord eksponering for en støtteblok fremstillet af enten plastic eller zink, udtrykt som volumen af det eksponerede rum.

Benyttes de ikke-stedafhængige UMIP₉₇ karakteriseringsfaktorer, har zinkstøtteblokken det største kroniske økotoksicitetspåvirkningspotentiale både i vand og jord. For begge støtteblokke, er cadmium og zink emissioner til luft de vigtigste bidragydere til økotoksicitet i vand og jord mens den vandbårne zink-emission også bidrager væsentligt til økotoksicitet i vand for zinkkomponenten. For at undersøge betydningen af den potentielle stedlige variation, udføres stedafhængig karakterisering for de processer der bidrager mest til de ikke-stedafhængige påvirkninger.

Stedafhængig karakterisering
Tabel 9.3 afslører at de altovervejende bidrag til økotoksicitetspåvirkning skyldes Cd og Zn til luft og (for zink komponenten) Zn til luft. For zinkkomponenten, er de væsentligste kilder til emission af Cd og Zn til luft og vand identificeret som produktionen af zink fra malm, hvilket foregår i Bulgarien og, for emission af Zn til luft, endvidere støbningen af komponenten, hvilket finder sted i Jugoslavien (data ikke vist). For plastickomponenten, kommer Cd og Zn emissionerne til luft fortrinsvis fra elektricitetsproduktionen, som sker mange steder over hele Europa. For sidstnævnte, er det således valgt at beholde den ikke-stedafhængige karakterisering. Emissionerne fra de valgte processer bidrager med omkring 80% og 95% af de fulde, ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 9.3, for zink-komponenten, henholdsvis plastic-komponenten (data ikke vist).

I beregningen af de stedafhængige påvirkninger for nøgleprocesserne for zink-komponenten, findes de relevante, stedafhængige regionale eksponeringsfaktorer i Tabel 9.10 i Anneks 9.4. Alle de vigtigste processer finder sted i det sydlige Europa. Resultaterne af den stedafhængige karakterisering vises i Tabel 9.4.

Tabel 9.4. Stedafhængige påvirkningspotentialer for kronisk økotoksicitet i vand og jord for nøgleprocesser fra zink-komponentens produktsystem.

Den ikke-stedafhængige påvirkning fra disse nøgleprocesser trækkes fra de oprindelige ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 9.3, og de stedafhængige påvirkninger i Tabel 9.4 lægges til. De således korrigerede økotoksicitetspåvirkninger via luft kan findes i Tabel 9.5 og forskellen til de oprindelige, ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 9.3 vises i Figur 9.1

Tabel 9.5. Kroniske økotoksicitetspåvirkninger i vand og jord fra zinkkomponent produktsystemet med stedafhængig karakterisering af nøgleprocesemissioner.

Stedafhængig karakterisering forøger størrelsen af den akvatiske økotoksicitetspåvirkning en smule og reducerer den terrestriske økotoksicitet, men det påvirker ikke den stærke dominans af zink-komponenten over plastic-komponenten. For den zink-baserede komponent er mere end 90% af denne påvirkning beregnet under anvendelse af stedafhængige karakteriseringsfaktorer. Selv hvis den stedafhængige karakterisering blev udført for alle de øvrige processer i produktsystemet, ville resultatet således næppe ændres markant. Den største del af det stedligt betingede potentiale for variation af påvirkningen er blevet ophævet.

Figur 9.1 Ikke-stedafhængig og stedafhængig kronisk økotoksicitetspåvirkning i vand og jord. For de stedafhængige påvirkninger er de stedafhængige eksponeringsfaktorer kun anvendt for nøgleprocesserne som beskrevet ovenfor.

Anneks 9.1: UMIP₉₇ karakteriserings faktorer for økotoksicitetsvurdering for emissioner til luft (Wenzel et al., 1997)

Anneks 9.2: UMIP₉₇ karakteriseringsfaktorer for økotoksicitetsvurdering for emissioner til vand (Wenzel et al., 1997)

Anneks 9.3: UMIP₉₇ karakteriseringsfaktorer for økotoksicitetsvurdering for emissioner til jord (Wenzel et al., 1997)

Anneks 9.4: UMIP₂₀₀₃ eksponeringsfaktorer for økotoksicitet i vand og jord

Eksponeringsfaktorerne er beregnet ved hjælp af Ligning 9.3:

De individuelle faktorer i eksponeringsfaktoren diskuteres nedenfor, og på denne baggrund beregnes eksponeringsfaktorerne. Baggrundsinformation for beregningen af de individuelle faktorer kan findes i Tørsløv et al., 2005.

Emissions komponent, SF_emis
For emissioner til luft eller emissioner til vand eller jord som kan fordampe, afspejler SFemis faktoren den andel af den del af emissionen, som efter afsætning vil eksponere vand- eller jord-økosystemer.

I forbindelse med UMIP₉₇, er SF_emis defineret som

Hvor a er andelen, som antages at afsættes på land i beregningen af den ikke-stedafhængige UMIP₉₇ økotoksicitetsfaktor.

SF_emis beregnes, baseret på andele afsat i vand og på jord, naturlige områder for de fire europæiske regioner, idet en global forudindstillet værdi på 0.2 for a er anvendt i UMIP₉₇ karakteriseringsfaktorerne i Anneks 9.1 - 9.3.

Tabel 9.6. SF_emis for emissioner forekommende i forskellige regioner af Europa.

Bionedbrydnings- og transformationskomponent, SF_bio
SF_bio faktoren afspejler variationen af bionedbrydeligheden med den gennemsnitlige temperatur i regionen, hvor stoffets skæbne finder sted. Den er relevant for såvel akvatiske som terrestriske systemer. Den årlige gennemsnitstemperatur i Europa varierer omkring 10°C mellem den nordlige region og den sydlige region med de vestlige og østlige regioner ind imellem.

Under antagelse af, at den ikke-stedafhængige skæbnemodellering (i UMIP₉₇ eller anden LCIA metode) svarer til en gennemsnitlig middeleuropæisk situation, er SFbio faktoren bestemt som:

Sydlige lande: SF_bio = 0,7

Nordiske lande: SF_bio = 1,3

Øst- og Vesteuropæiske lande: SF_bio = 1

Sorptions- og bundfældningskomponenten, SF_sed
SF_sed faktoren må afspejle den stedlige variation i den relativt vigtige bundfældning eller sedimentation som en fjernelsesproces for stoffer, der adsorberer til partikulært materiale i forskellige akvatiske systemer. SFsed faktoren er kun relevant for stoffer som emitteres til eller som ender i de vandige dele af miljøet.

I UMIP₉₇, er der ingen overvejelser om fjernelse på grund af sedimentation. Dette svarer til at operere med en faktor med værdien 1 (ligesom om intet potentiale for bionedbrydning er repræsenteret med en BIO faktor værdi på 1).

Fjernelsen ved sedimentation afhænger af:

1. Den endelige sedimentationshastighed for suspenderet materiale i forskellige akvatiske systemer.
2. Placeringen af emissionspunktet i den hydrogeologiske cyklus.
3. Bionedbrydeligheden og således hvor lang tid stoffet kan forventes at være til stede i miljøet.
4. Stoffets måde at blive optaget på.

Disse parametre er repræsenteret i værdierne for SFsed for organiske stoffer præsenteret i Tabel 9.7 og for metaller i Tabel 9.8.

Tabel 9.7. SF_sed repræsenterende fjernelse ved kombineret effekt af sedimentation og bionedbrydning af hurtigt bionedbrydelige, inherent bionedbrydelige og ikke bionedbrydelige organiske stoffer med forskellig lipophilicitet for de tre emissionsscenarier: emission til flod og derfra gennem sø til flodmunding og hav, emission gennem flodmunding til hav og endelig emission direkte til hav.

I.B.: Ikke bionedbrydelig

Tabel 9.8. SFsed repræsenterende fjernelse gennem deposition for forskellige metaller i de tre emissionsscenarier: emission til flod og derfra gennem sø til flodmunding og hav, emission gennem flodmunding til hav og emission direkte til hav.

Økotoksicitets-eksponeringsfaktorer, EEF
Baseret på SF-værdierne vist ovenfor, er de akvatiske økotoksicitetseksponeringsfaktorer beregnet og opstillet i Tabel 9.9.for organiske stoffer og i Tabel 9.10 for metaller, og de terrestriske økotoksicitetseksponeringsfaktorer er vist i Tabel 9.11

Tabel 9.9. Stedafhængige eksponeringsfaktorer for kronisk akvatisk økotoksicitet (EEFwc) for organiske stoffer afhængigt af regionen for emissionen, lipophilicitet, bionedbrydelighed (letnedbrydelige, inherent nedbrydelige og ikke nedbrydelige) og emissionsstedet i den hydrologiske kæde (til flod, flodmunding eller hav)

Tabel 9.10. Stedafhængige eksponeringsfaktorer for kronisk akvatisk økotoksicitet (EEFwc) for enkeltmetaller afhængig af regionen hvor emissionen finder sted og emissionsstedet i den hydrologiske kæde (til flod, flodmunding eller hav)

For emissioner af organiske stoffer eller metaller til luft, antages det, at den del, der ender i vandmiljøet, hovedsageligt vil ende i havet og EEFwc for havet er derfor valgt for luftbårne emissioner.

Tabel 9.11. Stedafhængige eksponeringsfaktorer for terrrestrisk økotoksicitet (EEFsc) af organiske stoffer og metaller afhængigt af regionen hvor emissionen finder sted.

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

Version 1.0 Januar 2006, © Miljøstyrelsen.