natgillin/translations-raw huggingface dataset:
Under anvendelse af UMIP2003 faktorerne, udføres en karakterisering af opgørelsen, som blev præsenteret i Afsnit 1.6.
Applying the EDIP2003 factors, characterisation is performed on the inventory presented in Section 1.6.
Som det er beskrevet i afsnit 8.5 udregnes først de ikke-stedafhængige påvirkninger for eksponering via luft.
As described in Section 8.5, first the site-generic impacts for exposure via air are calculated.
I karakteriseringen er de derfor repræsenteret ved de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer for benzen.
In the characterisation they are therefore represented by the site-generic exposure factors for benzene.
Opholdstiden for SO2 forventes at ligger tættere på opholdstiden for HCl (en dag), og for SO2, anvendes derfor de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer for HCl.
The residence time of SO2 is expected to lie closer to the residence time of HCl (one day), and for SO2, the site-generic exposure factors of HCl are therefore chosen.
For begge støtteblokke er SO2, NOX og bly vigtige bidragydere, mens også cadmium emissionen bidrager betragteligt for zink delen.
For both supporting blocks, SO2, NOx, and lead are important contributors while also the cadmium emission contributes significantly for the zinc component.
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.
However, the potential spatial variation is so large (as revealed by the spatially determined standard deviation) that the conclusion might change if spatial variation were to be included.
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.
Therefore, a site-dependent characterisation is performed for those processes that contribute the most to the site-generic impacts in order to reduce the spatially determined uncertainty and strengthen the conclusion.
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.
Table 8.2 reveals that the predominant contributions to the human toxicity impact via air are caused by SO2, NOx, Pb and (for the zinc component) Cd. For the zinc component, the main sources for SO2 and NOx emissions are identified as the production of zinc from ore which takes place in Bulgaria, the casting of the component which takes place in Yugoslavia and that part of the transport of the component, which takes place by truck through Germany.
Både bly og zink emissionerne skyldes næsten udelukkende produktionen af zink fra malm i Bulgarien (data ikke vist).
Both the lead and zinc emissions are nearly exclusively caused by the production of zinc from ore in Bulgaria (data not shown).
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.
For the plastic component the main sources for SO2 and NOx are found to be the production of plastic polymer in Italy, the flow injection moulding of the supporting block in Denmark, and the transportation of the component by truck, mainly through Germany.
Bly emissionerne kommer fra elektricitetsforbruget, som foregår flere steder rundt i Europa.
The lead emissions come from the consumption of electricity which takes place at a number of places throughout Europe.
For de sidstes vedkommende, er det således valgt for at bibeholde den ikke-stedafhængige karakterisering (data ikke vist).
For the latter it is thus chosen to retain the site-generic characterisation (idem).
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).
The emissions from the selected processes contribute a good 80% and 95% of the full site-generic impacts of Table 8.2 for the zinc component and the plastic component respectively (data not shown).
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.
In the calculation of the site-dependent impacts for these key processes, the relevant site-dependent regional exposure factors are read from the maps of Annex 8.5 and annex 8.6.
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.
To check the robustness of the results for the choice of model substance (HCl or benzene) in the best estimate calculation in Table 8.3, the lower and upper bond due to residence time of the substance is determined.
Beregningen af de stedafhængige påvirkninger gentages under anvendelse af HCl faktorerne for alle emissioner (minimumsværdi) og benzenfaktorerne for alle emissioner (maksimumsværdi) (beregning ikke vist).
The calculation of the site-dependent impacts is repeated applying the HCl factors for all emissions (lower bond) and the benzene factors for all emissions (upper bond) (calculation not shown).
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.
For all three calculations, the site-generic impacts from the key processes are subtracted from the original site-generic impacts in Table 8.2 and the site-dependent impacts (in Table 8.3 for the best estimate) are added.
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.
The thus corrected human toxicity impacts via air are found in Table 8.4 and the difference to the original site-generic impacts of Table 8.2 is illustrated in Figure 8.1.
Stedafhængig karakterisering reducerer størrelsen af den humantoksiske påvirkning via luft for begge komponenter men forøger dominansen af zinkkomponenten.
Site-dependent characterisation reduces the size of the human toxicity impact via air for both components but strengthens the dominance of the zinc component.
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%.
For the zinc-based component around 75% of this impact is calculated using site-dependent characterisation factors while the site-dependent share for the plastic-based component is around 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.
Even if the site-dependent characterisation were performed for all the remaining processes in the product system, the result will thus not change significantly, given their modest share in the total and the standard deviation.
Størstedelen af det stedligt betingede potentiale for variation af påvirkningen er blevet ophævet for begge komponenter.
The major part of the spatially conditioned potential for variation of the impact has been cancelled for both components.
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.
The upper and lower bonds calculated in Table 8.4 also reveal that the dominance of the zinc component in this impact category is relatively insensitive to the residence time of the substance involved.
Overslag over befolkningstætheder for 1994 fra Tobler et al (1995).
Estimate of population densities for 1994 from Tobler et al. (1995).
Lokaliteter i den nordlige centrale og sydlige del af Europa samt maritime steder er indikeret med kapitæler.
Locations of the Northern, Central, Southern European and maritime sites are indicated with capital letters.
Anneks 8.5: Regional eksponering for hydrogenchlorid
Annex 8.5: Regional exposure to hydrogen chloride
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.
The regional exposure (in person•μg•m-3) over the total receiving area (from 10km to several hundred to thousand kilometres) caused by the release of one gram hydrogen chloride gas at a height of 25m in the source grid-square.
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).
The mean exposure is 2460 person•μg•m-3 per gram emitted, and the standard deviation is 1600 person•μg•m-3 (both weighted for population density).
De store kapitæler i figuren indikerer punkterne, for hvilke den lokale eksponering i Anneks 8.7 er blevet beregnet.
The large capitals in the figure indicate the point for which local exposures in Annex 8.7 have been calculated.
Anneks 8.6: Regional eksponering for benzen
Annex 8.6: Regional exposure to benzene
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.
The regional exposure (in person•μg•m-3) over the total receiving area (from 10km to several hundred to thousand kilometres) caused by a release of one gram benzene at a height of 25m in the source grid-square.
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).
The mean exposure is 50000 person•μg•m-3 per gram emitted, and the standard deviation is 33000 person•μg•m-3 (both weighted for population density).
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).
The exposure increase is extrapolated outside the European grid to cover transport distances up to the level where all benzene is removed from the atmosphere (see 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.
The height of release hardly influences the resulting exposure due to the long lifetime of benzene, and therefore no calculations are made for the other release heights of benzene.
De store kapitæler i figuren indikerer punkterne for hvilke lokal eksponeringen i Anneks 8.7 er blevet beregnet.
The large capitals in the figure indicate the points for which local exposures in Annex 8.7 have been calculated.
Anneks 8.7: Lokal eksponering for hydrogenchlorid og benzen
Annex 8.7: Local exposure to hydrogen chloride and benzene
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.
The table shows the exposure from an emission of one gram of benzene and hydrogen chloride local to the source (0-10km) and released at different heights (1m, 25m and 150m) and in different climate regions in Europe.
Befolkningstætheden er i alle tilfælde en person·km-2.
The population density is in all cases one 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.
The locations chosen to represent the four European regions in the table are indicated on the maps of Annex 8.5 and 8.6.
Anneks 8.8: UMIP 2003 normaliseringsreference for human toksicitet via luft
Annex 8.8: EDIP2003 normalisation reference for human toxicity via air
Der er gjort en række antagelser:
A number of assumptions have been made:
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.
1. In the absense of a complete set of national emission inventories for the EU countries, the normalisation reference has been based on inventories which cover relatively few priority emissions and which have been available for 11 European countries.
Det forventes ikke, at inklusion af de lande som mangler nationale opgørelser ville ændre den resulterende europæiske normaliseringsreference væsentligt.
The inclusion of the missing EU countries is not expected to change the resulting European normalisation reference significantly.
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.
2. For every substance in the national emission inventory, it has been decided whether the atmospheric residence time is best represented using hydrogen chloride or benzene as model compound.
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).
3. The regional site-dependent exposure factor (sd-HEFregional(h)s,i) has been assumed constant for the whole emission country and determined as the midpoint of the interval which covers the largest part of the country in the maps in Annex 8.5 and Annex 8.6 (for hydrogen chloride like and benzene like substances respectively).
For HCl lignende emissioner skal eksponeringsfaktorerne som er vist i Anneks 8.5 ganges med en faktor 0,89.
For the HCl-like emissions the exposure factors given in Annex 8.5 are multiplied by a factor 0.89.
For benzen-lignende stoffer er eksponeringen kun i ringe grad påvirket af emissionshøjden.
For benzene-like substances no the exposure is only insignificantly influenced by the emission height.
Den antagne emissionshøjdes indflydelse på normaliseringsreferencen er moderat.
The influence of the assumed emission height on the normalisation reference is modest.
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.
5. The site-generic local exposure factor (sg-HEFlocal(h)s,i) is determined from Annex 8.7 where it is tabulated for benzene-like and HCl-like substances as a function of European region and emission height.
Den stedafhængige lokale eksponeringsfaktor findes ved at gange med befolkningstætheden (PDi) i omgivelserne omkring emissionspunktet.
The site-dependent local exposure factor is found by multiplying by the population density (PDi) in the surroundings of the emission point.
Volume 2: Scientific background” af Hauschild og Wenzel (1998).
Volume 2: Scientific background" by Hauschild and Wenzel (1998).
Kapitel 8 i “Background for spatial differentiation in life-cycle impact assessment - the EDIP2003 methodology” af Potting og Hauschild (2005).
Chapter 8 of the "Background for spatial differentiation in life-cycle impact assessment - the EDIP2003 methodology" by Potting and Hauschild (2005).
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.
On this basis, the list of substances classified as contributing to ecotoxicity will be much more comprehensive than the corresponding lists of the other environmental impacts (apart from human toxicity which is of a similar nature), and it will include many different types of substances with widely differing chemical characteristics.
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.
For a substance to be classified as ecotoxic, it must be toxic to some of the natural organisms, but toxicity is a relative concept, and paraphrasing the ancient Swiss physician Paracelsus, all substances are toxic if the dose ingested is large enough.
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.
Apart from the substance's toxicity, properties like persistence (low degradability in the environment), and ability to bioaccumulate or be transported to sensitive parts of the environment, therefore determine, which substances are considered to be ecotoxic.
Sammen med den direkte toksicitet, er disse egenskaber af afgørende betydning for om dosen er tilstrækkeligt stor til, at der kan opstå toksisk effekt.
Together with the direct toxicity, these properties are of decisive significance for whether the dose is large enough to result in the occurrence of ecotoxic effects.
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.
For the classification of substances contributing to ecotoxicity, a screening tool has been developed as part of EDIP97 based on the substance characteristics discussed above.
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).
It is recommended to use this tool in combination with some of the existing lists of priority pollutants like the List of Undesirable Substances and the Effect List (Danish EPA, 2000a and b).
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.
The EDIP97 method (Wenzel et al., 1997, Hauschild et al., 1998) is a simplified version of what has later been called a modular approach to ecotoxicity assessment.
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.
Rather than basing it on adaptation of one of the existing multimedia models developed and used for generic risk assessment of chemicals, the approach behind the EDIP97 method is to identify those properties that are important for the substance's potential for ecotoxicity and then include these in a transparent and relevant way in the expression of the characterisation factor.
Økotoksiciteten modelleres for akvatiske økosystemer (akut og kronisk), i terrestriske økosystemer (kronisk eksponering) og i spildevandsbehandlingsanlæg.
Ecotoxicity is considered in aquatic ecosystems (acute and chronic), in terrestrial ecosystems (chronic exposure) and in wastewater treatment plants.
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.
For each endpoint, a simplified fate modelling is applied based on a modular approach where redistribution between the environmental compartments and potential for biodegradation are represented as separate factors.
Karakteriseringsfaktoren for kronisk økotoksicitet i delmiljø (n) fra en emission af stoffet (j) til delmiljø (m) bestemmes som:
The characterisation factor for chronic ecotoxicity in environmental compartment (n) from an emission of substance (i) to compartment (m) is determined as:
BIO repræsenterer potentialet for bionedbrydelighed, som det er bestemt fra standard tests for umiddelbar og inherent bionedbrydelighed.
BIO represents the potential for biodegradation as determined from standardised tests for ready and inherent biodegradability.
Toksiciteten er udtrykt som den reciprokke nul-effekt-koncentration (PNEC) for økosystemerne i delmiljøet (n).
The toxicity is expressed as the inverse predicted no effect concentration (PNEC) for the ecosystems of compartment (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.
As described in the introduction to this Guideline, the EDIP97 methodology is prepared for inclusion of spatial differentiation for all the non-global impact categories through site factors SF intended to modify the site-generic characterisation factors.
For økotoksicitetsvurdering bliver udtrykket:
For ecotoxicity assessment, the expression becomes
UMIP metoden for økotoksicitetsvurdering involverer også andre muligheder for stedlig differentiering.
The EDIP methodology for ecotoxicity assessment also involves other possibilities for spatial differentiation.
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.
For the fraction of airborne emissions that deposit, the redistribution factor, fmn is set at "a" when (n) is the aquatic compartment and 1-a when (n) is the terrestrial compartment.
UMIP97 tillader, at ”a” vælges ud fra de betingelser der er i regionen, hvor emissionen finder sted.
EDIP97 allows "a" to be chosen according to the conditions of the region where the emission takes place.
For danske betingelser, foreslås a=0,5, mens en global standardværdi er sat til a=0,2.
For Danish conditions, a=0.5 is proposed while a global default is set at 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.
Furthermore, in EDIP97, spatial information in the form of initial dilution data for waterborne emissions, is suggested included as technical information in the weighting of the potential contribution to acute aquatic ecotoxicity to reflect the differences in dilution potential (and hence the probability of acute effects) for different types of aquatic systems.
9.4 UMIP2003 faktorer for økotoksicitet
9.4 EDIP2003 factors for ecotoxicity
UMIP2003 faktorerne erstatter ikke UMIP97 karakteriseringsfaktorerne.
The EDIP2003 factors do not replace the EDIP97 characterisation factors.
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.
Rather, they should be considered as exposure factors to be used in combination with the EDIP97 factors which are maintained to characterise the site-generic impact on ecotoxicity from emissions.