|
UMIPTEX - Miljøvurdering af tekstiler Bilag 7: Håndtering af kemikalier i UMIPTEX
Når UMIP PC-værktøjet og tilhørende database anvendes til beregning af den samlede opgørelse for et produktsystem, er der mulighed for samtidig at beregne den samlede potentielle påvirkning af de forskellige miljøeffektkategorier. Denne beregning følger et fælles princip for alle miljøeffektkategorier. For hver enkelt stof, som udledes i livsforløbet, samt for hver miljøeffektkategori, bestemmes det specifikke bidrag til miljøeffektpotentialet i form af en effektfaktor. Denne effektfaktor udtrykkes i samme enhed for alle stoffer, således at det er muligt at addere dem. Når denne stofspecifikke effektfaktor multipliceres med den udledte mængde af stoffet, fås stoffets bidrag til miljøeffektpotentialet. Ved addition af alle disse bidrag fås ét samlet effektpotentiale for miljøeffektkategorien. Generelt om håndtering af kemikalier i LCADe fleste effektkategorier i LCA påvirkes kun af et begrænset antal kemikalier. Dette gælder drivhuseffekt, stratosfærisk ozonnedbrydning, forsuring, næringssaltbelastning samt fotokemisk ozondannelse. De kemikalier og kemikaliegrupper, som bidrager til disse effektkategorier, er listet f.eks. i UMIP-metode bogen (Wenzel et al., 1996). Beregningen af den funktionelle enheds samlede påvirkning af disse effektkategorier foretages automatisk af UMIP PC-værktøjet. Effektkategorierne økotoksicitet og toksicitet over for mennesker udgør en særlig udfordring af flere årsager. Først og fremmest er alle kemikalier i princippet giftige, hvis udsættelsen for dem er tilstrækkelig stor. Det er derfor ikke en afgrænset gruppe af kemiske stoffer, der bidrager til disse effektkategorier. Desuden er det ikke en enkelt veldefineret effektmekanisme, der ligger til grund for giftvirkninger. Der er tale om en større gruppe af forskellige basale effektmekanismer, der har det til fælles, at de kan føre til giftvirkninger på økosystemer eller på mennesker. I det følgende vil giftvirkninger og vurderingen heraf i LCA være i fokus. I første afsnit beskrives, hvorledes kemikalier håndteres i en mere eller mindre kvalitativ ”matrix-LCA”. I det efterfølgende afsnit beskrives, hvorledes kemikalier vurderes og deres effektpotentiale beregnes i den kvantitative UMIP-model og i UMIP PC-værktøjet. Vurderingen af kemikalier foretages i en mere eller mindre trinvis fremgangsmåde, afhængig af dybden af LCA'en (matrix – detaljeret). I første trin, hvor der skaffes et overblik over produktets miljøbelastninger i livsforløbet ved hjælp af en matrix LCA, er det ikke rimeligt af hensyn til tidsforbrug at gå i dybden med kemikalievurderingen. Her skaffes, på baggrund af de oplysninger som er tilgængelige, overblik over, om der i livsforløbet for produktet forekommer kemikalier, der i forvejen betragtes som farlige af myndigheder. Næste trin afhænger af det aktuelle behov. Anvendes eller udledes f.eks. store mængder af specifikke kemikalier, som bør vurderes nærmere, eller er der helt andre parametre i produktets livsforløb, som der skal fokuseres på? Derefter modelleres produktets livsforløb i flere detaljer. For en række af normalt forekommende emissioner samt for emissioner, som er blevet vurderet i forbindelse med tidligere projekter i UMIP-regi, findes allerede effektfaktorer. Men for en lang række af emissioner er der endnu ikke beregnet effektfaktorer. Hvis disse emissioner skal bidrage til produktets samlede bidrag til effektkategorierne vedrørende giftvirkninger, skal der beregnes effektfaktorer for stofferne. Disse effekfaktorer skal indtastes i PC-værktøjet. Denne beregning af effekfaktorer bør udføres af eksperter, men principperne er kort gennemgået i et efterfølgende afsnit. Vurdering af kemikalier i matrix-LCAKemikalier i LCA matricen omfatter kemikalier, der anvendes i produktionen, enten som råvarer eller som hjælpestoffer, samt udledninger til luft, vand og eventuelt jord. Det primære formål med vurdering af kemikalierne i matricen er at sikre, at der ikke overses væsentlige miljø- og sundhedspåvirkninger. Mange af kemikalierne anvendes i produktionen og vil sandsynligvis primært forårsage risici i arbejdsmiljøet. Arbejdsmiljø vurderes ikke på nuværende tidspunkt rutinemæssigt i LCA. Det er derfor muligt, at der i matricen vil indgå kemikalier, som ikke optræder i den senere mere detaljerede modellering af livsforløbet i et PC-værktøj. Men inddragelsen af kemikalier i matricen muliggør en kvalitativ vurdering af kemikalieanvendelsen i livsforløbet, dvs. det muliggør en vurdering af, hvorvidt der er taget hånd om de eventuelle problemer, anvendelsen af kemikalierne kan medføre. For eksempel, hvis der anvendes store mængder opløsningsmiddel, er der så taget de rette arbejdsmiljømæssige hensyn, og kan det ses på emissionerne fra virksomheden, eller er der effektive genvindings- og/eller rensesystemer? Principper for vurderingenAntallet af kemiske stoffer, som anvendes herhjemme, udgør mindst 20.000 forskellige stoffer (Bro-Rasmussen et al., 1996), som hver især er forskellige med hensyn til miljø- og sundhedsskadelige egenskaber. Det er derfor meningsløst at skrive alle kemikalier, som optræder i det undersøgte produkts livsforløb, ind i LCA matricen. En sådan liste vil dels ikke bidrage til vurderingen, da mange stoffer kan betragtes som relativt harmløse, dels vil den blive uoverskuelig. Det er nødvendigt at foretage en indledende vurdering af, hvorvidt stofferne har særlige miljø- og sundhedsskadelige egenskaber. For at foretage denne vurdering tages to principper i anvendelse:
Desuden bør det overvejes, om der anvendes store mængder af kemikalier, som ikke optræder på disse lister, men som i kraft af de store mængder alligevel kan udgøre et problem. Forekomst på listerDer er allerede til en række andre anvendelser udarbejdet lister over stoffer, der betragtes som miljø- og/eller sundhedsskadelige. Listen over uønskede stoffer samt effektlisten Miljøstyrelsen har udarbejdet en liste over stoffer, som er uønskede i produkter på grund af stoffernes påvirkning af mennesker og/eller miljø. Denne Effektliste udgør udgangspunktet for listen over uønskede stoffer og indeholder ca. 1100 stoffer. Listen over uønskede stoffer indeholder ca. 100 stoffer, som er udvalgt fra effektlisten på grund af, at de anvendes i store mængder. Denne liste repræsenterer således stoffer, som danske myndigheder ønsker at begrænse anvendelsen af. Listen over farlige stoffer og Miljøstyrelsens vejledende liste til selvklassificering af farlige stoffer EU’s liste over farlige stoffer følger nogle fastlagte kriterier for klassificering af farlige stoffer. Stoffer, der er klassificeret for sundheds- og/eller miljøfare, bør inkluderes i LCA matricen. Miljøstyrelsen har desuden udarbejdet en liste med vejledende fareklassificering for ca. 20.000 stoffer. Denne liste er udarbejdet på baggrund af estimerede effekter, beregnet ud fra strukturelle ligheder mellem stofferne. Lister over stoffer som betragtes sundhedsskadelige i arbejdsmiljøet Arbejdstilsynet og Arbejdsmiljøinstituttet vurderer jævnligt stoffers sundhedsskadelige egenskaber. Der har specielt været fokus på stoffer, som kan være kræftfremkaldende, kan medføre skader på nervesystemet og som kan skade forplantningsevnen. Stoffer, som vurderes at være sundhedsskadelige, og som bør inkluderes i LCA matricen, forekommer på følgende lister: Kræft: Liste over stoffer, der anses for at være kræftfremkaldende. At-vejledning C.0.1, Oktober 2000. [Alle stoffer på listen er medtaget]. Reproduktionsskader: Reproduktionsskadende kemiske stoffer i arbejdsmiljøet. AMI-rapport Nr. 35/1991. [Stoffer med 'megen og begrænset evidens' er medtaget, dvs. gruppe 1 og 2 stofferne]. Nerveskader: Nervesystemskadende stoffer i arbejdsmiljøet - en kortlægning. At-rapport Nr. 13/1990. [Stoffer i gruppe 3, 4 og 5 er medtaget]. Occupational neurotoxicity. Evaluation of neurotoxicity data for selected chemicals. Nordic Council of Ministers. Arbejdstilsynet. Arbejdsmiljøinstituttet, 1995. [Stoffer i gruppe 1, 2A, 2B og 3 er medtaget]. Lister over stoffer som vurderes miljø- og sundhedsskadelige ved udledning til miljøetDer er en række stoffer, som kan have miljø- og sundhedsskadelige effekter ved udledning til miljøet, og som der derfor enten er udarbejdet grænseværdier for, eller som det er fundet bør have særlig prioritet ved vurdering af udledninger. Det gælder stofferne på følgende lister: Luftemissioner Miljøstyrelsens Tabel over B-værdier. 1997. Spildevand VKI's udkast til vejledning om 'Tilslutning af industrispildevand til offentlige renseanlæg'. Udkast til MST-vejledning. EU-liste 1 (Direktiv 76/464/EEC) Bro-Rasmussen et al., 1994: EEC Water Quality Objectives for Chemicals Dangerous to Aquatic Environment (List 1). Reviews of Environmental contamination and Toxicology, Vol 137, 1994. FareklassifikationOfte vil virksomheder være i den situation, at de ikke kender sammensætningen af de produkter/hjælpestoffer, som anvendes i produktionen. I disse tilfælde er det selvfølgelig ikke muligt at vurdere, om der er stoffer som bør inkluderes i LCA matricen. Det er imidlertid lovpligtigt, at produkterne, hvis de har et nærmere angivet procent-indhold af farlige stoffer, skal være klassificeret og mærket efter gældende regler med Risiko- og Sikkerhedssætninger. Tabel 7.1: Risiko-sætninger, som giver anledning til at produktet/det kemiske stof bør nævnes i matrix-LCA'en
Der er flere screeningsmetoder, som anvender klassificeringskriterierne til at prioritere mellem stoffer, heriblandt UMIP (Hauschild, 1996). I denne sammenhæng har vi taget udgangspunkt i UMIP-screeningsmetodens kriterier. R-sætninger, som resulterer i en effekt-score på 4 eller mere i UMIP screeningsmetoden, er vist i Tabel 7.1, dog er der medtaget enkelte nyere R-sætninger. Hvis produktet således er mærket med R-sætningerne nævnt i tabel 7.1, bør de inkluderes i LCA matricen. FremgangsmådeDer udarbejdes en liste over samtlige anvendte kemikalier og kendte udledninger. Anvendte mængder bør så vidt muligt medtages, og det noteres, om der er tale om en udledning eller et stof, som anvendes i produktionen. Hvis der anvendes produkter, hvor sammensætningen ikke er kendt, noteres produktets faremærkning. På baggrund af denne liste inddeles kemikalier og udledninger i tre kategorier:
I matrix-LCA'en indgår således i bedste fald en total mængde kategori 1 og kategori 2 stoffer. Hvis det ikke har været muligt at skaffe informationer om anvendte/udledte mængder, indgår der et antal stoffer i henholdsvis kategori 1 og kategori 2. Vurdering af kemiske stoffer i UMIP-modellenFor andre miljøeffektkategorier end giftvirkninger har det været muligt og hensigtsmæssigt at udtrykke den potentielle miljøpåvirkning af hver enkelt emission i forhold til et referencestof, dvs. hvor meget mere eller mindre bidrager det specifikke stof i forhold til referencen. Effektpotentialet udtrykkes således f.eks. for drivhuseffekt som CO2-ækvivalenter. Når det drejer sig om giftvirkninger, hvor der er mange forskellige effektmekanismer, er det svært at forholde alle stoffer til ét referencestof, da effektmekanismerne for det specifikke stof og referencestoffet kan være forskellige. Det er derfor, populært sagt, valgt at udtrykke et stofs effektfaktor for giftvirkninger som den mængde jord, vand eller luft, som 1 g af stoffet skal fortyndes i for ikke at medføre giftvirkninger. De stoffer, for hvilke der ikke findes effektfaktorer i UMIP PC-værktøjet, bidrager ikke til vurderingen af livsforløbets samlede påvirkning af effektkategorierne økotoksicitet og toksicitet over for mennesker. Det er derfor nødvendigt, specielt hvis stoffet forekommer i kategori 1 eller 2 i matrix LCA'en, at beregne effektfaktorer for stoffets bidrag til disse effektkategorier. Følgende afsnit beskriver, hvorledes effektfaktorerne beregnes (og hvordan de effektfaktorer, som allerede findes i UMIP PC-værktøjet, er beregnet). Det er vigtigt at bemærke, at metoden endnu kun er operationaliseret i forhold til udledninger til det ydre miljø, dvs. toksiske påvirkninger af mennesker under brug af produktet, herunder arbejdsmiljø, samt i indeklima vurderes ikke i den nuværende metode. MetodegrundlagMetoden til beregning af effektfaktorer for toksicitet og økotoksicitet baserer sig på stoffets iboende egenskaber og inkluderer det kemiske stofs skæbne i miljøet samt dets effekter på levende organismer. De egenskaber ved stoffet, som er centrale i denne sammenhæng, er:
I figur 7.1 ses en skematisk fremstilling af de skæbne- og effektovervejelser, der ligger til grund for fastsættelsen af effektfaktorer.
Figur 7.1: Fastsættelsen af effektfaktorer gennem skæbne- og effektovervejelser I figuren indgår en række parametre, som kort vil blive forklaret i det følgende. Fordelingsfaktoren fc introduceres i beregningerne fordi et stof udledt til ét delmiljø kan bidrage til toksicitet i andre delmiljøer (f.eks. en luftemission, som afsættes på jord- og vandoverflader). Om og i hvilken grad et stof omfordeles, afhænger af såvel stoffets iboende egenskaber som de involverede processer i miljøet. Værdien for fc er mellem 0 og 1, og baseres på information om stoffets halveringstid i luft (), Henry's lovkonstant (H) (hvor let stoffet fordamper fra vand), samt den relative procent-andel af jord- og vandoverflade i det betragtede område. Transport og overføringsfaktoren T anvendes kun i effektfaktoren for toksicitet overfor mennesker. Tc introduceres for at tage hensyn til opkoncentrering eller fortynding af stoffet i det medie, mennesker indtager. Eksempelvis vil et stof, som ender i delmiljøet overfladevand, kunne blive optaget i fisk eller skaldyr, som senere kan blive spist af mennesker. Biokoncentreringsfaktoren BCF anvendes til at beskrive, hvor meget af det kemiske stof, som optages i fisk og skaldyr. Indtagelsesfaktoren Ic giver værdier for den daglige gennemsnitlige indtagelse af henholdsvis kød, mælk, vegetabilske afgrøder, fisk og skaldyr, vand, jord samt luft. Der anvendes gennemsnitsværdier for Danmark. Bionedbrydelighedsfaktoren BIO giver et mål for, hvor let stoffet nedbrydes i miljøet. BIO kan antage værdierne 0,2, 0,5 eller 1, svarende til henholdsvis let bionedbrydelig, bionedbrydelig og ikke-bionedbrydelig. Stoffer karakteriseres med disse betegnelser, når de undersøges for bionedbrydelighed ifølge OECD eller EU-retningslinier. Toksicitetsfaktoren HTF er et udtryk for stoffets giftvirkning over for mennesker. Giftvirkningen undersøges ved dyreeksperimentelle undersøgelser, hvor det søges at bestemme, hvilke doser af stoffet der forårsager giftvirkninger enten umiddelbart (akut) eller ved langtidsstudier. Data fra sådanne undersøgelser kan findes i let tilgængelige databaser som f.eks. RTECS (1999), HSDB (1999) og IRIS (1999). På baggrund af disse data og nogle fastsatte vurderingsfaktorer bestemmes den daglige dosis (HRD eller HRC), som ikke forventes at give giftvirkninger hos mennesker på lang sigt. HTF defineres som den reciprokke af denne værdi. Økotoksicitetsfaktoren ETF udtrykker stoffets giftvirkning over for organismer i miljøet. Undersøgelser af giftvirkningen foretages oftest på organismer, der lever i vand (alger, krebsdyr og fisk), hvor det bestemmes, hvilke koncentrationer af stoffet (i vandet), der forårsager giftvirkninger. Data fra sådanne undersøgelser kan findes i let tilgængelige databaser som f.eks. AQUIRE (1992), RTECS (1999) og HSDB (1999). På baggrund af disse data samt nogle fastsatte vurderingsfaktorer bestemmes den koncentration af stoffet, som ikke forventes at give anledning til giftvirkninger i miljøet (PNEC) ved akut samt ved kronisk eksponering. ETF defineres som den reciprokke af PNEC. Biokoncentrationsfaktoren BCF er et udtryk for stoffets evne til at ophobe sig i levende organismer. Den bestemmes oftest ved at undersøge, om fisk indeholder en højere koncentration af stoffet end det vand, fisken lever i. Generelt siges, at stoffet biokoncentreres, hvis koncentrationen i fisken er 100 gange højere end i vandet. Ofte hænger denne evne sammen med stoffets fedtopløselighed og kan derfor estimeres ud fra stoffet fordeling mellem oktanol og vand (log Pow). Som det fremgår af udtrykket for effektfaktoren EFet(c) optræder biokoncentreringfaktoren normalt ikke, hvilket skyldes, at fisk i langtidsforsøg forventes at have opkoncentreret det kemiske stof, således at der ved bestemmelsen af giftvirkningen er tager hensyn til biokoncentrering. Hvis PNEC er bestemt ud fra korttidsforsøg, bør BCF inddrages. For at bestemme fordelingsfaktor, transport- og overføringsfaktor samt ofte også biokoncentrationsfaktor kræves en del fysiske og kemiske data om stoffet. Disse data kan ofte også findes i de nævnte databaser eller kan estimeres ud fra stoffets strukturelle ligheder med andre stoffer (QSAR-metoder). Ovenstående beskriver i hovedtræk proceduren for bestemmelse af effektfaktorer. En detaljeret beskrivelse af beregninger og vurderingsprincipper findes i UMIP-metoden (Hauschild, 1996). Bestemmelse af effektfaktorer kræver ekspertise og det anbefales, at der søges bistand hos kvalificerede rådgivere, hvis dette er aktuelt. Det anslås, at bestemmelse af effektfaktorer gennemsnitlig tager 6-8 timer pr. stof. Når der findes effektfaktorer for alle stoffer, som udledes i det undersøgte produkts livsforløb, beregner UMIP PC-værktøjet produktsystemets samlede påvirkning af miljøeffektkategorierne toksicitet overfor mennesker og økotoksicitet. Dette gøres ved at multiplicere de udledte mængder af kemikalier med den respektive effektfaktor, og påvirkningen af miljøeffektkategorierne angives som et antal m³ (kan tolkes som det antal m³ jord, vand eller luft, som produktsystemet forurener op til et nul-effekt-niveau). NormaliseringVed normaliseringen relateres produktets samlede bidrag til hver enkelt effekttype til den totale påvirkning af denne effekttype. Samfundets samlede påvirkning opgøres og divideres med det relevante antal personer (for globale effekter er det verdens samlede befolkning, mens det for regionale og lokale effekter er Danmarks befolkning), hvilket resulterer i en samlet påvirkning per person (personækvivalent). Produktets bidrag kan således præsenteres som et antal personækvivalenter. Normalisering har tre formål:
Normalisering af giftvirkninger er foretaget på baggrund af et skøn over udledninger af giftige kemiske stoffer i Danmark. VægtningNormaliseringen giver et ens sammenligningsgrundlag for alle miljøeffektkategorierne, fordi de alle relateres til, hvor meget produktsystemet påvirker i forhold til den totale påvirkning. Men det kan også være nødvendigt at vurdere, hvor vigtig påvirkningen er miljømæssigt (hvad er værst; forsuring eller næringssaltbelastning?). Dette er i høj grad en svær vurdering, som der ikke er noget endegyldigt svar på. UMIP-metoden tager de politisk besluttede mål for reduktion af miljøpåvirkninger som indikation for, hvor vigtig miljøpåvirkningen anses. De normaliserede effektpotentialer vægtes således med en faktor, som indikerer betydningen af miljøeffektkategorien i dansk og international politik. For giftvirkninger er vægtningsfaktoren forholdet mellem giftvirkningspotentialet af de aktuelle udledninger i 1990 og giftvirkningspotentialet af de målsatte udledninger i 2000. PesticiderBeregninger af effektfaktorer for økotoksicitet og human toksicitet er foretaget efter UMIP-metoden som beskrevet i Hauschild et al (1998a) og Hauschild et al (1998b). Hvad angår estimering af stoffernes skæbne i renseanlæg (dvs. estimering af fordelingsfaktorer for renseanlæg) er principperne i TGD'en (EC, 1996, part II appendix II) brugt. I de tilfælde, hvor brugen af disse principper, som er baseret på modellen SimpleTreat, ville være stærkt fejlbehæftet (f.eks. for detergenter, hvor skæbnen ikke kan baseres på log Kow), er der brugt målte fordelingsværdier. Disse værdier er fundet i videnskabelige artikler ved litteratursøgning. Ved estimering af effektfaktorer for human toksicitet er der udelukkende anvendt log Kow værdier (som foreskrevet i UMIP), da målte relevante fordelingsfaktorer stort set ikke eksiterer. De estimerede effektfaktorer for human toksicitet, hvad angår amphiphile/polære stoffer (f.eks. detergenter) er derfor behæftede med væsentlig større usikkerhed end de øvrige. Ved estimering af skæbne for pesticider ved sprøjtning (f.eks. af en bomuldsmark) er principperne i Hauschild (2000) brugt - dog med den modifikation, at den pesticidmængde, der fordamper fra marken, betragtes som emission til luft. Herved tages pesticidets halveringstid i luft i betragtning. Datagrundlaget for de beregnede effektfaktorer er primært hentet fra ”stofdatabaser” og håndbogslitteratur som f.eks. databasen EUCLID (1996) og håndbogen ”Nikunen” (Nikunen, 1990). Herudover har det for fysisk/kemiske data drejet sig om bl.a. SRC log P database (1999) og Howard (1989), og for økotoksikologiske effektdata bl.a. om databasen AQUIRE (1999). Hvad angår human toksikologiske effekter kan nævnes kilderne RTECS (2000) og HSDB (2000). De under UMIPTEX beregnede effektfaktorer (i m³/g) med tilhørende relevante fordelingsfaktorer for renseanlæg (emission from Waste Water treatment) og for sprøjtning på mark (emission from technosphere) findes i databasen. Referenceliste for beregning af effektfaktorerNikunen, E., R. Leinonen & A. Kultamaa (1990). Environmental Properties of Chemicals. Ministry of Environment. Research Report 91. VAPK-Publ. Helsinki. Howard, P.H. (1989). Handbook of Environmental Fate and Exposure Data For Organic Chemicals. Lewis Publ. Vol. I (1989), II (1990), III (1991), IV (1993). AQUIRE (1999). Aquatic Toxicity Information Retrieval Database. EPA, United States Environmental Protection Agency. http://www.epa.gov/ecotox/. IUCLID (1996). International Uniform Chemical Information Database. Existing chemicals. 1st ed. European Chemicals Bureau. Environment Institute, Ispra, Italy. HSDB. (2000) Hazardous Substances Data Bank (HSDB®).Vers. 2000/03. National Library of Medicin (NLM ), USA. http://www.nlm.nih.gov/. RTECS (2000). Registry of Toxic Effects of Chemical Substances, Vers. 2000/04 National Institute for Occupational Safety and Health (NIOSH), USA. CD-ROM: SilverPlatter International N.V. HSDB (2000). Hazadous Substances Data Bank, Vers. 2000/03 Syracuse log P database (1999). Database med adgang fra internettet. http://esc.syrres.com/cgi-bin/odbic.exe/~templates/kowtp.htm. Hauschild M., Olsen S.I. and Wenzel H. (1998b). Human toxicity as a criterion in the environmental assessment og products. In: Environmental Assessment of Products: Volume 2: Scientific background, Hauschild M. and Wenzel H. (eds.), Chapman & Hall, pp. 314-443. Hauschild M., Wenzel H., Damborg A. and Tørsløv J. (1998a). Ecotoxicity as a criterion in the environmental assessment og products. In: Environmental Assessment of Products: Volume 2: Scientific background, Hauschild M. and Wenzel H. (eds.), Chapman & Hall, pp. 203-314. Hauschild, M. (2000). Estimating pesticide emissions for LCA of agricultural products. From B.P. Weidema and M.J.G. Meeusen (eds.). Agricultural data for life cycle assessments. Report No. 2.00.01, pp. 64-79. Agricultural Economics Research Institute (LEI), The Hague. ISBN 90-5242-563-9. EC (1996). Technical guidance documents in support of commission directive 93/67/EEC on risk assessment for new notified substances and commission regulation (EC) No. 1488/94 on risk assessment for existing substances. Office for Official Publications of the European Community, Luxembourg.
|
