7 Effekter i vandmiljøet

Kortlægning af kemiske stoffer i rengøringsmidler til ovn, komfur og keramiske plader

7.1 Vurdering af udvalgte stoffers effekter i vandmiljøet

På baggrund af miljøvurderingen af de fire udvalgte stoffer i kapitel 6 blev henholdsvis petroleumsdestillater og mineralsk terpentin udvalgt til en nærmere vurdering af effekter i vandmiljøet, idet begge stoffer vurderedes at være giftige for vandlevende organismer og at kunne medføre uønskede langtidseffekter i vandmiljøet.

7.2 Skæbne af de kemiske stoffer i husholdningsprodukter

Kemiske stoffer i rengøringsmidler, der anvendes i husholdningen, vil primært blive udledt til miljøet via renset spildevand fra kommunale renseanlæg. Rengøringsmidlerne skylles med vaskevandet ud til kloaknettet og ledes videre til renseanlæg. I renseanlægget vil de kemiske stoffer undergå processer som nedbrydning under aerobe og anaerobe (iltfrie) forhold, adsorption til slampartikler, fordampning, hydrolyse mv. Andelen af de kemiske stoffer, der ledes ud med det rensede spildevand, afhænger således af stoffernes skæbne i renseanlægget. I vandmiljøet vil forskellige biologiske og abiotiske fjernelsesprocesser ligeledes påvirke koncentrationen af de kemiske stoffer. Dertil vil koncentrationen afhænge af hydrauliske parametre som f.eks. opblanding/fortynding og vandstrømningsforhold.

7.3 Totalt estimeret forbrug af petroleum og mineralsk terpentin i produkterne

7.3.1 Petroleumsdestillater

Den årlige maksimale koncentration af petroleumsdestillater, der udledes som følge af anvendelse af produkter til glaskeramiske plader, er blevet estimeret ud fra følgende antagelser:

Maksimalt årligt salg af produkter til ovn og glaskeramiske plader: 600.000 produkter
Produkterne indeholder i gennemsnit 0,25 liter
Densiteten af produkterne antages at være 1 g L ^-1
Produkter til glaskeramiske plader udgør 65 % af det totale forbrug
22 % af produkterne til glaskeramiske plader indeholder petroleum
Den gennemsnitlige koncentration af petroleum i disse produkter er 11 %

Således estimeres det, at der årligt anvendes 2.360 kg petroleum i produkter til glaskeramiske plader.

7.3.2 Mineralsk terpentin

Den årlige maksimale koncentration af mineralsk terpentin, der udledes som følge af anvendelse af stålplejeprodukter, er blevet estimeret ud fra følgende antagelser:

Maksimalt årligt salg af stålplejeprodukter: 100.000 produkter
Produkterne indeholder i gennemsnit 0,25 liter
Densiteten af produkterne antages at være 1 g L ^-1
Andel af produkter der indeholder mineralsk terpentin: 75 %
Gennemsnitligt indhold af mineralsk terpentin i produkterne: 25 %

Således kan det estimeres, at der årligt anvendes 4.690 kg mineralsk terpentin i stålplejeprodukter.

7.4 Beregning af predicted environmental concentration (PEC) og predicted no effect concentration (PNEC)

Til estimering af den miljømæssige risiko ved udledning af petroleumsdestillater og mineralsk terpentin, sammenholdes den forventede miljømæssige koncentration (Predicted Environmental Concentration, PEC) med den koncentration af stoffet, ved hvilken, der ikke forventes effekter i vandmiljøet (Predicted No Effect Concentration, PNEC). Koncentrationen af stofferne i afledningen fra renseanlæg (PEC_stp) beregnes ud fra forbrugsmængderne (M) af stoffet, fjernelsesgraden i renseanlæggene (f_fjernelse) og årligt afledt spildevand i Danmark (Q):

Q = 611 mill. m³ pr. år /35/

f_fjernelse findes fra opslagstabellerne i EU’s Technical Guidance Document (TGD) /14/

f_fjernelse er en funktion af stoffernes oktanol-vandfordelingskoefficient (log P_OW), Henrys lovkonstant (H) og bionedbrydelighed

De beregnede PEC_stp-værdier fremgår af tabel 7.1

Tabel 7.1. Beregnede PEC-værdier
Stof	PEC_stp, (µg L^-1)
Petroleumsdestillater	1,54
Mineralsk terpentin	4,99

De højeste koncentrationer, der ikke forventes at medføre effekter i vandmiljøet, PNEC, beregnes ud fra data for stoffernes giftighed over for vandlevende organismer ved anvendelse af en ”vurderingsfaktor” (assessment factor), som beskrevet i EU’s Technical Guidance Document /14/. De beregnede PNEC-værdier for de udvalgte stoffer fremgår af tabel 7.2, se også afsnit 6.4.3.

Tabel 7.2. Beregnede PNEC-værdier
Stof	Laveste effektværdi (mg L^-1)	Usikkerhedsfaktor	PNEC (µg L^-1)
Petroleumsdestillater	0,5 (NOEC, alger) /12/	1.00	5,0
Mineralsk terpentin	2,6 (EC₅₀, krebsdyr) /12/	10.000	0,26

7.5 Beregning af risikokvotienter

De beregnede risikokvotienter (RQ) for de udvalgte stoffer fremgår af tabel 7.3. RQ beregnes som PEC/PNEC.

Tabel 7.3. Beregnede risikokvotienter
Stof	PEC_stp (µg L^-1)	PNEC (µg L^-1)	RQ (PEC/PNEC)
Petroleumsdestillater	1,54	5,0	0,3
Mineralsk terpentin	4,99	0,26	16,6

En risikokvotient > 1 angiver sandsynlighed for effekter i vandmiljøet. Der regnes med en standard fortyndingsfaktor på 10 efter udledning af renset spildevand til vandmiljøet. Således vil risikokvotienter mindre end 10 indikere, at der ikke vurderes at være risiko for uønskede effekter i vandmiljøet. Af tabel 7.3 ses det, at risikokvotienten i afledningen fra renseanlæg for petroleumsdestillater ligger under 1, hvorfor dette stof ikke forventes at give anledning til effekter. For mineralsk terpentin ligger risikokvotienten over 10, hvorfor udledning af dette stof kan forventes at medføre en risiko for effekter i vandmiljøet. For at vurdere effekten i vandmiljøet er der i det følgende udført simuleringer af fortyndingen og omsætningen af mineralsk terpentin i miljøet i et defineret eksponeringsscenarie.

7.6 Eksponeringsscenario: Lillebælt

Til beregning af koncentrationen (PEC) af de udvalgte kemiske stoffer anvendes en skæbnemodel, der beskriver nedbrydningen (biologisk nedbrydning, hydrolyse, fotolyse), fordampningen og sedimentationen. Samtlige processer er beskrevet ved et første ordens udtryk med hensyn til stofkoncentrationen. Procesbeskrivelserne er lagt ind i en såkaldt skabelon i modelleringsværktøjet ECOLAB, som er udviklet på DHI. Til beskrivelse af stoffernes transport knyttes skæbnemodellen til en hydraulisk model, som modellerer vandstrømninger i et defineret vandområde. I dette eksempel er den todimensionale model MIKE 21 anvendt (koncentrationen i dybden er antaget at være ensartet fordelt). Lillebælt er endvidere her udvalgt som et repræsentativt eksponeringsscenario, der beskriver kystnære vandområder i Danmark. Området, som modellen dækker, er på ca. 35 km ´ 50 km.

For at sikre at simuleringen når en form for ligevægt, er der anvendt en simuleringsperiode på 2 måneder. De vejrbetingelser, som er observeret den første uge af april 2004, blev anvendt gentagne gange (ca. 10) i simuleringen.

Stofferne afledes til Lillebælt fra 5 renseanlæg, hvis karakteristik og placering fremgår af henholdsvis tabel 7.4 og figur 7.1.

Tabel 7.4. Karakteristik af renseanlæg med udløb i Lillebælt
	Kolding	Middelfart	Fredericia	Vejle	Juelsminde
Spildevand, (1.000 m³ d^-1)	26,4	11,5	30,2	33,1	3,2
Rensningsformer *	MBNDK	MBNDK	MBNDK	MBNDK	MBNDK

* M: mekanisk; B: biologisk; N: nitrifikation; D: denitifikation; K: kemisk udfældning.

Figur 7.1. Placering af udløb fra renseanlæg, Lillebælt

Figur 7.1. Placering af udløb fra renseanlæg, Lillebælt

Således beregnes PEC (Predicted Environmental Concentration) for de udvalgte kemiske stoffer ved at koble skæbnen af de kemiske stoffer i renseanlæg og i vandmiljøet med strømningsforholdene i Lillebælt. PEC-værdierne sammenholdes med stoffernes PNEC (Predicted No Effect Concentration), som er den højeste koncentration, ved hvilken der ikke forventes uønskede effekter i vandmiljøet, og der beregnes en risikokvotient (RQ = PEC/PNEC) for stofferne efter udledning til vandmiljøet.

I løbet af simuleringsperioden er der stor variation i koncentrationerne af de kemiske stoffer i vandmiljøet, som følge af den naturlige variation i strømforholdene. Til vurdering af eventuelle kroniske effekter er gennemsnitskoncentrationen af mineralsk terpentin gennem simuleringsperioden beregnet og sammenlignet med PNEC. Til vurdering af eventuelle akutte effekter er den maksimale koncentration af mineralsk terpentin gennem simuleringsperioden beregnet og sammenlignet med 10 ´ PNEC, idet det generelt antages, at PNEC for akutte effekter er en faktor 10 højere end PNEC for kroniske effekter.

Resultatet af simuleringerne for mineralsk terpentin er udtrykt grafisk med angivelse af risikokvotienter i intervallerne RQ ≤ 0,1; RQ 0,1-1 og RQ ≥1 for vandområderne i Lillebælt. Det område af Lillebælt, hvor der er risiko for akutte effekter, er fundet til at være væsentligt mindre end det område, hvor der er risiko for kroniske effekter. I figur 7.2 ses de beregnede risikokvotienter (kroniske effekter), som er fundet som forholdet mellem det tidsvægtede gennemsnit af de beregnede koncentrationer og PNEC.

Figur 7.2. Risikokvotienter for kroniske effekter af mineralsk terpentin i Lillebælt. Mørkegrå angiver RQ ≥ 1; Mellemgrå angiver RQ mellem 0,1-1; og Lysegrå angiver RQ ≤ 0,1.

Figur 7.2. Risikokvotienter for kroniske effekter af mineralsk terpentin i Lillebælt. Mørkegrå angiver RQ ≥ 1; Mellemgrå angiver RQ mellem 0,1-1; og Lysegrå angiver RQ ≤ 0,1.

Resultatet af simuleringen viste, at der for mineralsk terpentin blev fundet risikokvotienter > 1 for kroniske effekter i en begrænset nærzone omkring spildevandsudledningen fra Vejle renseanlæg. I de resterende vandområder i Lillebælt-scenariet blev der ikke fundet risiko for uønskede effekter af mineralsk terpentin. Den indre del af Vejle fjord er karakteriseret af en begrænset vandudskiftning sammenlignet med de andre spildevandsudledninger i Lillebælt. Det er således ikke overraskende, at der er størst sandsynlighed for effekter i netop dette område. Beregningerne er udtryk for en worst-case situation med et højt estimeret forbrug af stålplejeprodukter. På baggrund af de simuleringer, der blev gennemført for Lillebælt, kan det således konkluderes, at udledningen af mineralsk terpentin kan medføre uønskede langtidseffekter i vandmiljøet i en begrænset nærzone omkring spildevandsudledninger, hvor området samtidig er karakteriseret af en begrænset vandudskiftning. Der blev ikke fundet risikokvotienter > 1 for akutte effekter i Lillebælt (data ikke vist).