Udredning om flammehæmmere og biocider i isoleringsmaterialer

Udredning om flammehæmmere 

og biocider i isoleringsmaterialer 

Marts 2000 

Dokument nr.: 42348 - 3 

Revision nr.: 5 

Udgivelsesdato: 23 mar 2000 

Udarbejdet: AAB/COWI, MOB/COWI, PJN/DTC 

Kontrolleret: SOM 

Godkendt: AAB

Udredning om flammehæmmere og biocider i isoleringsmaterialer 1 

V:\HBJ\FRA-SOJ\FLAMME.DOC 

Indholdsfortegnelse 

1 Indledning 3 

2 Afgrænsningogmetode 5 

2.1 Afgrænsning 5 

2.2 Metode 6 

3 Isoleringsmaterialernes livsforløb 8 

3.1 Fremstilling 8 

3.2 Montering og indbygning af produkter 9 

3.3 Brug 11 

3.4 Bortskaffelse 11 

4 Anvendte flammehæmmere og biocider 12 

4.1 Flammehæmmere og biocider i danske produkter 13 

4.2 Lovgivning og miljømærkning 15 

4.3 Fysiske-kemiske egenskaber for de undersøgte 

flammehæmmere og biocider 16 

4.4 Brandhæmmende egenskaber 17 

4.5 Mikrobielt hæmmende effekter 20 

5 Sundhedsmæssige effekter 22 

5.1 Borsyre og boraks 22 

5.2 Aluminiumhydroxid 27 

5.3 Ammoniumphosphat/-sulfat 30 

6 Miljømæssige effekter 32 

6.1 Boraks 32 

6.2 Borsyre 33 

6.3 Ammoniumphosphat/-sulfat og aluminiumhydroxid 34 

7 Eksponeringsscenarier 35 

7.1 Indledning 35

2 Udredning om flammehæmmere og biocider i isoleringsmaterialer 

7.2 Fase 1: Opførelse og indbygning af 

isoleringsmaterialerne 36 

8 Miljø- og sundhedsvurdering 50 


isoleringsmaterialerne 50 

8.2 Fase 2 Brugen af isoleringsmaterialerne 51 

8.3 Fase 3 Bortskaffelse af isoleringsprodukterne 51 

9 Vurdering og rangordning af flammehæmmere 

og biocider 53 

10 Generel model for miljø- og sundhedsvurdering 56 

10.1 Andre modeller 59 

11 Konklusion 60 

12 Referencer 62 

Bilagsfortegnelse 

Bilag 1. Forklaring af forkortelser for økotoksikologiske effekter 

Bilag 2. Detaljerede data for borsyre og boraks 

V:\HBJ\FRA-SOJ\FLAMME.DOC



1 Indledning 

Inden for de senere år har områder som energiforbrug og miljøfarlige stoffer 

været i fokus. Der er stigende aktivitet med anvendelse af miljørigtig projektering 

i byggeriet og økologisk byggeri har ligeledes vundet indpas. Det har igen 

medført øget fokus på byggematerialernes energiforbrug og materialernes miljø- 

og sundhedsbelastninger over hele livsforløbet. Især udledningen af drivhusgasser 

(CO2) og forbruget af knappe ressourcer er prioriterede områder. 

Materialer fremstillet af fornyelig ressource eller genanvendte ressourcer, så 

som isoleringsmaterialer fremstillet af fåreuld, hør eller returpapir, er derfor 

relevante alternativer til traditionelle materialer fremstillet af ikke fornyelige 

ressourcer. 

Dette projekt er et led i Energistyrelsens udviklingsprogram om miljø- og arbejdsmiljøvenlig 

isolering. Isoleringsmaterialer anvendes i dag i endnu større 

mængder end hidtil på grund af de øgede krav til isolering af bygninger, for 

dermed at reducere energiforbruget i driftfasen. Det betyder øget interesse for 

isoleringsmaterialer fremstillet af fornyelige ressourcer. 

Anvendelsen af alternative isoleringsmaterialer har fået en øget interesse, især 

når der er tale om økologisk byggeri. De alternative isoleringsmaterialer er typisk 

fremstillet af papir, hør og fåreuld. Under begrebet alternative isoleringsmaterialer 

har isoleringsmaterialer som polystyren og perlite også været nævnt. 

Det er imidlertid vigtigt, at de anvendte isoleringsmaterialer ikke medfører 

unødige miljø- og arbejdsmiljøbelastninger under produktion, opførelse, brug 

og nedrivning. 

Ved udvikling af alternative isoleringsmaterialer er det vigtigt at kunne dokumentere, 

at de miljø- og arbejdsmiljømæssigt er forsvarlige alternativer til de 

traditionelle isoleringsmaterialer som f.eks. mineraluld. Det, der adskiller de 

alternative produkter fra de traditionelle, er typisk, at de er brandbare og biologisk 

nedbrydelige. De er derfor ofte tilsat flammehæmmere og biocider for at 

nedsætte brændbarheden og reducere risikoen for en mikrobiel nedbrydning. 

Hvilke kemiske stoffer, der anvendes i produktet, kan desuden være afgørende 

for, om det kan opnå en miljømærkning. En oversigt over kendte og afprøvede 

flammehæmmere og biocider i isoleringsmaterialer og deres egenskaber vil


derfor være hensigtsmæssig for at kunne vurdere eksisterende produkter og 

vurdere nye produkter under udvikling. 

Formålet med dette projekt er at indsamle og systematisere viden om anvendte 

og afprøvede flammehæmmere og biocider i isoleringsmaterialer. Formålet er 

desuden at udvikle en metode til opgørelse, vurdering og sammenligning af 

stoffernes toksikologiske, indeklimamæssige, arbejdsmiljømæssige og byggetekniske 

egenskaber. 

Metoden er tænkt udviklet, så den kan anvendes til generel rangordning af kemiske 

stoffer i andre byggematerialer og eventuelt andre produkttyper. 

Ved planlægningen af projektet var det forventet, at der ville være et større antal 

flammehæmmere og biocider i brug til de alternative isoleringsmaterialer, 

end det har vist sig at være tilfældet. Projektet er derfor justeret, så der er sat 

fokus på eksponeringsscenarier for udsættelse for de flammehæmmere og biocider, 

der anvendes. Samtidigt er den tilgængelige viden omkring disse stoffers 

miljø- og sundhedseffekter nu samlet og grundigt beskrevet og dermed tilgængelig 

for andre projekter. Derudover er projektet efter aftale med Energistyrelsen 

koordineret med andre projekter under samme udviklingsprogram, hvilket 

ligeledes er medvirkende til ændringer i afgrænsning, herunder hvilke faser i 

materialernes livscyklus, der indgår i projektet. 

Projektet er finansieret af Energistyrelsen under "Udviklingsprogram for miljøog 

arbejdsmiljøvenlig isolering". 

Dataindsamlingen og rapportering er oprindeligt foregået i efteråret 1998 og 

primo 1999. Projektet er efterfølgende i januar - marts 2000 revideret med hensyn 

til beregninger for afdampning af borsyre. Der er ikke foretaget en systematisk 

inddragelse af nyere viden opstået i forbindelse med gennemførelse af 

udviklingsprogrammet. Der kan således være fremkommet ny viden i andre 

projekter om markedet for isoleringsmaterialerne og viden om materialernes 

egenskaber i praksis. 

Projektet er gennemført af: 

Anne Abildgaard, COWI, projektleder 

Morten Birkved, COWI 

Jesper Kjølholdt, COWI 

Sonja Hagen Mikkelsen, COWI 

Pia Juul Nielsen, Dansk Toksikologi Center (DTC) 




2 Afgrænsning og metode 

2.1 Afgrænsning 

Projektet omhandler biocider og flammehæmmere, som anvendes i isoleringsmaterialer. 

Isoleringsmaterialer kan være fremstillet af ikke-fornyelige ressourcer, 

eller der kan være tale om fornyelige ressourcer. Isoleringsmaterialer af 

ikke-fornyelige ressourcer er typisk mineraluld eller opskummede plastmaterialer. 

I dette projekt fokuseres udelukkende på isoleringsmaterialer af fornyelige 

ressourcer. 

Projektet er koordineret med 2 projekter på SBI omhandlende livscyklusvurdering 

af alternative isoleringsmaterialer og demonstrationsprojekt for anvendelse 

af alternative isoleringsmaterialer. I forbindelse med denne koordinering er det 

aftalt, at SBI gennemfører beregninger efter UMIP metoden /39/. Nærværende 

projekt koncentrerer sig primært om eksponering, samt miljø- og sundhedsvurdering 

under opførelse, brug og bortskaffelse for at undgå for store overlap 

imellem projekterne. Projektet på SBI vedrørende livscyklusvurdering behandler 

bortskaffelsen mere detaljeret på produktniveau end nærværende projekt. 

I samarbejde med disse projekter samt leverandørerne på det danske marked, er 

det besluttet, at følgende isoleringsmaterialer vurderes med henblik på hvilke 

stoffer, der anvendes som flammehæmmere og biocider: 

fåreuld 

hør 

papirisolering (cellulose) 

Fåreuld anvendes i to typer efter isoleringstykkelse, hvilket er henholdsvis 

mindre end 100 mm og over 100 mm. Sidstnævnte type har tekstilforstærkninger 

og findes i pladeform. Under en tykkelse på 100 mm er der tale om løs fyld. 

Hør findes ligeledes i to isoleringstykkelser, som begge er forstærket med tekstilfibre. 

Der er tale om mindre end 100 mm i rulle og over 100 mm i pladeform. 

Perlite indgår i de 2 projekter, som SBI udfører. Det findes i to typer, henholdsvis 

uden silikone og med silikone. Der indgår ikke flammehæmmere og 

biocider i dette produkt. Produktet er derfor ikke relevant i dette projekt.


Papirisolering/cellulose findes med forskellige indhold af borsyre og med forskellige 

densiteter. Det er typisk afhængigt af, om der er tale om isolering af 

loft, hulmur, ydervæg eller terrændæk. 

I projektet vil der blive foretaget vurdering af isoleringsmaterialerne og deres 

indhold af flammehæmmere og biocider i forhold til følgende parametre: 

isoleringsmaterialets tilstand (rulle/plade/granulat) 

type af biocid/flammehæmmer 

indhold af biocid/flammehæmmer 

I dette projekt fokuseres på de stoffer, der i dag anvendes som biocider og 

flammehæmmere i fåreuld, hør og papirisolering, som er tilgængelige på det 

danske marked. 

Projektet omhandler stoffernes effekter i miljøet og arbejdsmiljøet under opførelse 

og indbygning samt brug og bortskaffelse. 

Indhold af øvrige stoffer, som enten tilsættes som additiver/fyldstoffer, eller er 

naturligt indeholdt i råvarerne i form af f.eks. pesticider/biocider fra dyrkning 

af hør eller fåreavl, behandles ikke i dette projekt. Papirets oprindelse og dermed 

indhold af forskellige kemiske stoffer fra trykkeriprocesser indgår heller 

ikke i miljø- og arbejdsmiljøvurderingen. 

2.2 Metode 

Projektet opdeles i følgende faser: 

Dataindsamling 

Opgørelse vedrørende stoffernes funktion og tekniske egenskaber 

Opgørelse af stoffernes miljø- og sundhedseffekter 

Vurdering og rangordning af de aktuelle stoffer 

Generel model til vurdering og rangordning af biocider og flammehæmmere 

Dataindsamling er foretaget ved indledende møde og efterfølgende opfølgning 

hos danske producenter og leverandører af de udvalgte isoleringsmaterialer, 

ved søgning i internationale databaser og over internettet. Ved dataindsamlingen 

er der søgt efter informationer om isoleringsmaterialernes sammensætning 

herunder indhold af flammehæmmere og biocider (aktive stoffer). 

Dataindsamlingen er koordineret med SBI ved fælles møde med de danske 

producenter og leverandører af isoleringsmaterialer. Producenterne er ved den 




lejlighed blevet orienteret om projektets formål og metode samt hvilke data, der 

er behov for i projektet, som producenterne kan bidrage med. Producenterne er 

løbende kontaktet i processen som opfølgning på det indledende møde. 

Der er søgt efter følgende data for de aktive stoffer: 

de aktive stoffers fysiske-kemiske egenskaber /35/ 

brandhæmmende effekter (det var ikke muligt at finde information herom 

via internettet eller lokalisere en database med disse effekter) 

biologisk hæmmende effekter /23/ 

humantoksikologiske effekter /33/, /34/ 

økotoksikologiske effekter /23/ 

eksponeringsforhold i miljø, arbejdsmiljø og indeklima (det var ikke muligt 

at finde information herom via internettet eller lokalisere en database 

med disse effekter) 

Opgørelse af miljø- og sundhedseffekter. De indsamlede data anvendes i de 

efterfølgende opgørelser og vurdering af effekterne i miljøet og arbejdsmiljøet 

under opførelse og indbygning, brug og bortskaffelse. 

Der opstilles eksponeringsscenarier for udvalgte isoleringsmaterialer i forskellige 

relevante former (rulle/plade og løs fyld), som anvendes til at vurdere miljø- 

og sundhedseffekter i de 3 faser. I de tilfælde, hvor der ikke findes tilstrækkelige 

data for eksponering, opstilles worst case scenarier til at estimere effekterne 

i miljø og arbejdsmiljø. 

Vurdering og rangordning af flammehæmmere og biocider. Der tages udgangspunkt 

i de vurderinger, der er foretaget på basis af eksponeringsscenarierne. 

De indgående komponenter i vurderingerne, dvs. effekterne med hensyn til 

miljø og arbejdsmiljø samt de brandhæmmende og biologisk hæmmende effekter, 

opstilles i en tabel for de forskellige typer af isoleringsmaterialer. Der 

foretages en vægtning af de enkelte komponenter, hvorefter de rangordnes. 

Generel model for miljø- og sundhedsvurdering. Den anvendte metode til 

rangordning generaliseres, så den kan anvendes til vurdering af kemiske stoffers 

effekter på miljø (primært økotoksikologi) og arbejdsmiljø.


3 Isoleringsmaterialernes livsforløb 

Projektet omhandler primært biocider og flammehæmmere i isoleringsmaterialer, 

men det er valgt at medtage en beskrivelse af de materialer, de anvendes i, 

for at kunne foretage en vurdering af eksponeringsveje og eksponeringsniveauer. 

Isoleringsmaterialerne er fremstillet af forskellige råmaterialer og med forskelligt 

indhold af biocider og flammehæmmere. I det følgende afsnit er der foretaget 

en overordnet gennemgang af materialernes livsforløb fra fremstilling af 

produkterne til bortskaffelse. Under faserne indbygning, brug og bortskaffelse 

er de væsentligste forhold omkring miljø og arbejdsmiljø kortfattet beskrevet. 

Det skal bemærkes, at der på SBI gennemføres en egentlig livscyklusvurdering 

af de samme isoleringsmaterialer: "Miljøvurdering af isoleringsmetoder". For 

mere fyldestgørende information og data henvises til dette projekt. 

Beskrivelserne i den følgende gennemgang af livsforløbet for de 3 materialer er 

baseret på oplysninger fra leverandører og producenter samt tilgængelig litteratur. 

3.1 Fremstilling 

Fåreuld 

Produktionen af isoleringsmaterialer af fåreuld foregår i Tyskland. Ulden indsamles 

fra Tyskland og det øvrige Europa og leveres i baller af vasket uld. Ulden 

bearbejdes på fabrikken og opdeles i luv og enkeltfibre. Enkeltfibrene anvendes 

til fremstilling af isoleringsmaterialet. 

Fibrene lægges i lag på et transportbånd og presses sammen i ruller. Ved en 

tykkelse over 100 mm (plader) tilsættes polyesterfibre, for at få en bedre sammenhængsstyrke 

i pladerne. Produktets densitet varierer fra 25 - 35 kg/m 3 . 

Ulden har i sig selv indbyggede brandhæmmende egenskaber, men tilsættes 

også borsalte for at øge brandmodstanden i produktet /2/. 

Hør 

Isoleringsmateriale af hør fremstilles ligledes i Tyskland. Der pågår også forsøg 

i Danmark med fremstilling af isoleringsmateriale af hør, men der findes endnu 

ikke dansk producerede produkter. 




Dyrkning af hør sker under anvendelse af såsæd behandlet med et pesticid (thirammiddel 

eller bejdset). Under dyrkning kan der desuden anvendes ukrudtbekæmpelse, 

da hørplanten er sårbar. 

Ved høstning skårlægges høret. Skåret ligger i 3-4 uger, hvor der sker en mikrobiel 

nedbrydning af laget mellem vedceller og bastfibre. Herefter vendes 

skåret og samles til baller. Næste trin er en grov afskalning, så fibrene skilles 

fra. 

Fibrene behandles yderligere, så der fremkommer enkeltfibre, der anvendes i 

produktionen af isoleringsmaterialet. Her sker tilsætning af polyester og ammoniumphosphat. 

Densiteten af produktet er normalt 30 kg/m 3 . Et enkelt produkt har dog en densitet 

35 kg/m 3 /2/. 

Papirisolering 

Papirisolering fremstilles af genbrugspapir (aviser) indsamlet i Danmark eller 

Østeuropa /3, 4, 5/. Markedspriserne kan i nogle situationer være afgørende for 

om, papiret kommer fra Danmark eller Østeuropa. Det fremgår ikke af de indsamlede 

data, hvorvidt der hos producenten sker en registrering af, om det enkelte 

produkt er fremstillet af dansk eller østeuropæisk papir. 

Det indsamlede papir sorteres. Papiret føres herefter til en grovkværn, hvor det 

neddeles. Herfra føres det videre i et lukket system til en mølle /3/, hvor det 

yderligere findeles. I møllen tilsættes borsalte og øvrige salte. Herfra transporteres 

det videre til en pakkemaskine og fyldes i plast- eller papirsække. 

Findeling af papiret kan foregå på lidt forskellige måder. Den ene producent 

nævner en mølle, en anden nævner en defibreringsproces. Sidstnævnte metode 

fører ifølge producenten til mindre støvafgivelse /4/. 

Densiteten af produkterne varierer fra 28 - 48 kg/m 3 . 

3.2 Montering og indbygning af produkter 

Fåreuld 

Fåreulden monteres i vægge og på loft i rulleform eller plade, som de traditionelle 

isoleringsmaterialer. 

Under montering og indbygning kan der forventes tilskæring og tilpasning af 

ruller og plader. Dette kan dels medføre spild og dels afgivelse af støv. Spildet 

kan i nogen grad opsamles og sendes til deponi eller forbrænding. En mindre 

del kan forventes, at blive liggende på byggepladsen. 

Støv udviklet under processen afgives til luften og dermed omgivelserne. Det 

betyder samtidig en risiko for eksponering af de personer, der udfører isoleringsarbejdet. 

Der foreligger p.t. ingen data med hensyn til støvafgivelse under 

montering.


Hør 

Hørisolering monteres som fåreuld i plader eller ruller på loft og i vægge. Forholdene 

er i princippet de samme som for fåreulden. Der kan være tale om spild 

til omgivelserne, til deponi eller forbrænding samt eksponering af personer med 

støv. Der foreligger heller ikke her data vedrørende støvafgivelse under montering. 

Papirisolering 

Papirisolering indblæses i hulmure, på loft og i etagedæk. Papirsække eller 

plastsække åbnes og indholdet fyldes på indblæsningsudstyret, herfra blæses 

det ind i konstruktionen. 

Ved håndtering af papirsække og påfyldning af udstyr vil der forekomme støvafgivelse 

og spild til omgivelserne. Spild kan opsamles og genbruges eller gå 

til deponi eller forbrænding. Støveksponering af personer og miljøet vil forekomme. 

Ved indblæsningsstedet i konstruktionen vil der ligeledes forekomme støvafgivelse 

til omgivelser og eksponering af personer, der udfører isoleringsarbejdet. 

Data for støveksponering er anført i en undersøgelse fra Sverige /24/. Undersøgelsen 

omhandler analyse af papirisoleringens sammensætning, støvemissioner 

ved håndtering og ved indblæsningsstedet. Støvmålingerne er udført med personbåret 

udstyr. 

Analyse af sammensætningen af papirisoleringen viser et varierende indhold af 

metaller og tungmetaller samt bor. Borindholdet i papirfibrene varierer i de undersøgte 

produkter fra 370 mg/kg til 34.800 mg/kg. 

Støvniveauet viser et middelniveau for totalstøv på 41 mg/m 3 og 31 mg/m 3 for 

respirabelt støv. De maksimalt målte værdier er henholdsvis 125 mg/m 3 og 118 

mg/m 3 . Disse niveauer svarer til en eksponering for bor (regnet som boraks) på 

henholdsvis 38,4 og 36,4 mg/m 3 . 

Dagsmiddelværdien for udførelse af isoleringsarbejdet er beregnet til: 

Isoleringsarbejderen (indblæsningsstedet): 23 mg/m 3 (totalstøv) 

17 mg/m 3 (respirabelt støv) 

Maskinpasser (påfyldningssted): 6,7 mg/m 3 (totalstøv) 

3,8 mg/m 3 (respirabelt støv) 

Demonstrationsprojekter 

Der er planlagt et demonstrationsprojekt på SBI, hvor der indgår brug af hør, 

fåreuld og papirisolering. Disse projekter vil blive fulgt med en række målinger, 

herunder måling af støvudvikling under indblæsning/indbygning af isoleringsmaterialet. 

Der vil sandsynligvis indenfor en overskuelig fremtid foreligge 

data for eksponering af personer under indbygning af isoleringsmaterialerne. 




3.3 Brug 

Under brug er materialerne fysisk lukket inde i konstruktionen i hulmur og etagedæk. 

På lofter ligger materialet typisk uafdækket. 

I denne fase kan miljøet og personer udsættes for de aktive stoffer, hvis disse 

afgives til luften. Det gælder for alle 3 materialer - fåreuld, hør og papirisolering. 

Under brugsfasen påvirkes materialerne med fugt på grund af fugtvariationer 

over året samt temperaturforskelle igennem hulmuren og på loftet. Kondens vil 

derfor kunne forekomme. 

Papirisoleringen er hygroskopisk og vil derfor optage fugten. Papirisoleringen 

er samtidig biologisk nedbrydelig og kan nedbrydes af mikroorganismer. Borsaltene 

skal forhindre denne nedbrydning. Det forudsætter dog, at saltene ikke 

udvaskes af store mængder fugt og heller ikke afgives fra materialet i gasform. 

Hør og fåreuld er ikke på samme måde hygroskopisk. Risikoen for fugtoptagelse 

er derfor mindre end for papirisoleringen. 

3.4 Bortskaffelse 

Spild fra tilpasning af materialet og spild ved indblæsning kan opsamles og 

sendes til deponi eller forbrænding. Ingen af materialerne er klassificeret som 

farligt affald. De kan derfor sendes til almindelig deponi. Materialernes indhold 

af de aktive stoffer kan frigives fra deponi til luft, jord og vand. 

Ved forbrænding omdannes borsaltene til rent bor eller boroxider, der frigives 

til luften eller opfanges ved røggasrensning på forbrændingsanlægget. 

Efter brug af materialerne, dvs. ved nedrivning eller ombygning kan materialerne 

ifølge producenterne genbruges eller genanvendes ved fremstilling af nye 

produkter. De kan desuden bortskaffes til deponi eller forbrænding. Fra deponi 

kan de aktive stoffer afgives til luft, jord og vand. 

Under nedrivning eller ombygning, hvor materialerne fjernes vil der være risiko 

for udsættelse af de personer, der udfører arbejdet, med støv indeholdende 

de aktive stoffer. Det forudsætter, at de aktive stoffer stadig er til stede i materialerne.


4 Anvendte flammehæmmere og biocider 

Flammehæmmere tilsættes et materiale for at forsinke antændelsen af materialet 

eller reducere risikoen for spredning af brand via materialet. Flammehæmmere 

finder især anvendelse i meget brandbare materialer af organisk oprindelse. 

Det kan være i plastmaterialer eller materialer fremstillet af brandbare materialer 

som cellulose (papir), fåreuld og hør. 

Flammehæmmere kan variere i kemisk sammensætning, der kan opdeles i følgende 

grupper: 

bromerede organiske stoffer 

klorerede organiske stoffer 

organiske fosfater (klorerede eller ikke-klorerede) 

uorganiske stoffer 

Hvorledes flammehæmmere reagerer i materialet er ikke tilstrækkeligt belyst 

/27/. Stofferne kan enten være kemisk bundet i materialet eller fungere som et 

additiv, hvor det ikke er kemisk bundet. Hvis stoffet er kemisk bundet vil det 

ikke have den samme tendens til diffusion som et stof, der fungerer som additiv. 

I isoleringsmaterialer fremstillet af papir, fåreuld og hør anvendes der typisk 

uorganiske stoffer. I plastmaterialer vil der ofte være tale om bromerede 

organiske stoffer. 

Biocider tilsættes et materiale for at forhindre, at det nedbrydes biologisk under 

brugen af materialet eller under transport fra producent til forbruger. Biocider 

anvendes typisk i produkter/materialer af organisk oprindelse, hvor der samtidig 

er vand eller fugt til stede, som kan initiere en nedbrydning med bakterier 

eller skimmelsvampe. Både bakterier og skimmelsvampe kræver et vist fugtniveau, 

for at vækst kan forekomme. Væksten vil kunne indtræffe, når materialets 

relative fugtindhold overstiger ca. 70 %. 

Biocider kan være uorganiske eller organiske stoffer af mere eller mindre kompliceret 

art. Biocider anvendes f.eks. i træbeskyttelsesmidler og som konserveringsmidler 

i malinger og rengøringsmidler. I isoleringsmaterialer af papir anvendes 

de for at forhindre nedbrydning af skadedyr og/eller bakterier og skimmelsvampe. 




4.1 Flammehæmmere og biocider i danske produkter 

I danske produkter, der er fremstillet af fornyelige ressourcer, anvendes der typisk 

uorganiske flammehæmmere. Flammehæmmerne fungerer som et additiv, 

dvs. de er ikke kemisk bundet til materialet. Typiske flammehæmmere i disse 

produkter er stoffer baseret på bor, fosfater og aluminiumhydroxid. 

Nogle af de anvendte flammehæmmere har to funktioner, idet de også fungerer 

som biocid. Det gælder for borforbindelser som boraks og borsyre, som typisk 

er de eneste stoffer, der anvendes som biocider i denne type isoleringsmaterialer 

af fornyelige ressourcer. 

De stoffer, der indgår som flammehæmmere og biocider i dansk forhandlede 

isoleringsmaterialer af fåreuld, hør og papirisolering, er anført i den efterfølgende 

tabel 1. Data er indsamlet via leverandører og producenter på det danske 

marked. 

Tabel 1. Anvendte flammehæmmere og biocider /2, 3, 4, 5/ i danske produkter 

Materiale Kemisk stof 

Fåreuld 1,5 % boraks (Na2B4O7,10H2O) 

1,5 % borsyre (H3BO3) 

1 % urinstofderivat 

(14 % polyester i plader over 100 mm) 

Hør 8 % ammoniumphosphat/ - sulfat 

(18 % polyester) 

Papirisolering - A (2 producenter) 9 % aluminiumhydroxid 

3 % boraks 

3 % borsyre 

Papirisolering - B 9 % borsyre 

9 % boraks 

Papirisolering er fremstillet af genbrugspapir (aviser, blade, m.m.) indsamlet i 

DK eller evt. i Østeuropa. Et af produkterne af papirisolering fremstilles i Sverige. 

Fåreuld og hør importeres fra Tyskland af en dansk forhandler.


Indhentning af data via Internet 

Der er foretaget søgning på Internettet for at finde sammensætningen på udenlandske 

produkter og vurdere, om der indgår andre biocider og flammehæmmere 

end i de danske produkter. Via søgningen er der fundet en række producenter 

i USA. En producent har også data liggende vedrørende produktsammensætning. 

Det har ikke været muligt at få nærmere oplysninger fra de øvrige producenter 

vedrørende indholdsstoffer. 

Produkter fra International Cellulose Corporation (ICC) indeholder følgende 

stoffer: 

Produkt 1: 

Boraks (Cas.nr. 1303-96-4) 

Borsyre (Cas.nr. 10043-35-3) 

Ulexite (Cas.nr. 1319-33-1) (boroxidforbindelse) 

Produkt 2 



Aluminiumsulfat (Cas.nr. 10043-01-3) 

Produkt 3: 



Der indgår således typisk de samme stoffer, som i de tilsvarende danske produkter. 

Der er ikke fundet produkter med indhold af andre typer af additiver, 

hverken i USA, Tyskland eller de nordiske lande. 

Søgningen har således ikke givet anledning til at udvide med yderligere stoffer, 

der kan anvendes som flammehæmmere og biocider i fåreuld, hør og papirisolering. 

Relevante biocider og flammehæmmere 

Indhentning af data viser, at der er tale om anvendelse af de samme aktive stoffer 

til flammehæmmere og biocider i produkter, der produceres i de nordiske 

lande og Tyskland. 

På basis af den undersøgte litteratur og de tilgængelige leverandørdata fra danske 

leverandører må det konkluderes, at der er tale om følgende biocider og 

flammehæmmere: 



Aluminium hydroxid (Cas.nr. 21645-51-2) 




Ammoniumphosphat/ammoniumsulfat (Cas.nr. 7722-71-1/7783-20-2) 

Boraks og borsyre fungere både som flammehæmmere og biocider. De øvrige 

stoffer (aluminiumhydroxid og ammoniumforbindelser) er flammehæmmere og 

har ingen biocide effekter. 

4.2 Lovgivning og miljømærkning 

Miljølovgivning 

Ingen af de fem stoffer borsyre, boraks, ammoniumphoshat/-sulfat eller aluminiumhydroxid 

er optaget på listen over farlige stoffer /6/. Det betyder ikke, at 

stofferne dermed er frikendt for at have uønskede effekter med hensyn til sundhed 

og miljø, men at stofferne p.t. ikke er klassificeret af myndighederne og 

dermed skal selvvurderes i henhold til gældende kriterier. 

Miljøstyrelsen vurderer, at borsyre bør klassificeres som reproduktionstoksisk 

(rep. 2) /7/. Det kan samtidig forventes, at der vil komme et forbud eller anden 

form for regulering ved anvendelse af borsyre som påstrygningsmiddel. Dette 

afventer en risikovurdering af udsættelsen for borsyre i forbindelse med påføring. 

Der vil dog komme et forbud mod, at private anvender denne type midler 

til påføring. 

Anvendelsen af borsyre som aktivt stof i imprægneringsmidler vil formentlig 

ikke blive berørt. Det samme gælder anvendelsen som biologisk aktivt materiale 

i f.eks. papirisolering. Denne anvendelse til forhindring af biologisk nedbrydning 

er ikke omfattet af det eksisterende lovgivningssystem, men vil være 

omfattet af EU's biociddirektiv. En eventuel regulering vil ikke være på tale 

foreløbig, da det forudsætter en fælles europæisk indsats med henblik på vurdering 

af stoffets effekter på sundhed og miljø. 

Arbejdsmiljø 

I listen over grænseværdier fra Arbejdstilsynet /8/ indgår boraks med en grænseværdi. 

Grænseværdien for boraks er 2 mg/m 3 i arbejdsmiljøet. For de øvrige 

stoffer er der ikke grænseværdier i arbejdsmiljøet. 

Udviklingen af støv under produktion og montering er omfattet af Arbejdstilsynets 

grænseværdier, da der findes en grænseværdi for organisk støv. Grænseværdien 

gælder således både for fåreuld, hør og papirisolering, da alle disse 

produkter er baseret på organisk materiale. Grænseværdien er p.t. 3 mg/m 3 /8/. 

Miljømærkning 

Danmark har tilsluttet sig både det europæiske miljømærke Blomsten og det 

nordiske miljømærke Svanen. Ingen af disse miljømærker har gældende kriterier, 

der dækker isoleringsmaterialer. 

Indenfor det europæiske miljømærke Blomsten er der nedsat en gruppe til udvikling 

af kriterier for isoleringsmaterialer. Arbejdet er imidlertid gået i stå, så 

der kan forventes at gå nogen tid, før et miljømærke for isoleringsmaterialer er 

en realitet.


I forbindelse med udredningsarbejde omkring udvikling af kriterier for miljømærkning 

af isoleringsmaterialer, er der udarbejdet en rapport, der tager udgangspunkt 

i livscyklusvurdering af isoleringsmaterialer /1/. Rapporten munder 

ud i forslag til kriterier for tildeling af miljømærke. 

I forslaget til kriterier indgår også krav vedrørende additiver i form af flammehæmmere 

samt udvikling af støv i arbejdsmiljøet. Med hensyn til indhold af 

flammehæmmere er det foreslået, at kravet er, at bor ikke må ikke indgå i produktet. 

Forslaget til krav vedrørende eksponering med organisk støv og cellulose er 

den gældende grænseværdi, dvs. max. 3 mg/m 3 . 

4.3 Fysiske-kemiske egenskaber for de undersøgte 

flammehæmmere og biocider 

Som udgangspunkt for den primære vurdering af de undersøgte stoffers mulige 

effekter er deres funktion, fysiske-kemiske egenskaber samt sumformel angivet 

i nedenstående tabel. 

Boraks dekomponerer ved temperaturer over 50 C ved tab af krystalvand. Den 

ene af værdierne () i Tabel 4.1STYLEREFSEQARABERTAL for dette stofs 

damptryk er for pentahydratformen. Det har ikke været muligt at finde damptrykket 

for decahydratformen ved stuetemperatur. Det må dog antages, at boraks 

har et lavere damptryk end borsyre, da boraks har et betydeligt højere 

smeltepunkt end borsyre. Størrelsesordenen af damptrykket for boraks er som 

det fremgår af Tabel 4.1STYLEREFSEQARABERTAL forbundet med betragtelige 

usikkerheder. Der vil i beregninger, der involverer damptrykket af 

denne forbindelse, blive gjort brug af damptrykket for decahydratformen ved 

10 C (1,6 mm Hg). Grunden er, at dette damptryk trods usikkerheden må antages 

at repræsentere eller ligge tæt på den faktiske værdi af stoffets damptryk. 




Tabel 4.1STYLEREFSEQARABERTAL Fysiske-kemiske data for de undersøgte 

flammehæmmere og biocider. Alle data fra /13/ med undtagelse 

af (*) fra /14/, () fra /15/ og () fra /35/. 

Stof: Boraks Borsyre Ammoniumphosphat/ammoniumsulfat 

Aluminiumhydroxid 

CAS-nr. 1303-96-4 10043-35-3 7722-76-1/7783-20-2 21645-51-2 

Funktion Biocid/ 

brandhæmmer 

Biocid/ 

brandhæmmer 

Brandhæmmer Brandhæmmer 

Sumformel B4Na2O710H2O H3BO3 H6NO4P/H8N2O4S AlH3O3 

Molekylvægt (g/mol) 381,37 61,83 115,03/132,14 78,00 

Smeltepunkt (C) 75 169 190/280 - 

Kogepunkt (C) 320 300 - - 

Damptryk mm Hg 

(temp./C) 

Opløselighed i vand 

(g/l) 

1,6 (10C) 

10 () (19,8C) 

1,94 () (20C) - - 

59,20 (20 C) 63,5 - - 

Densitet 1,73 1,435 1,803/1,77 2,42 

Log Pow ** -0,757* - - 

** Dissocierer til borsyre ved opløsning i vand. 

Det fundne damptryk for borsyre stammer fra den anerkendte database DIPPR 

/36/ samt en eftervisning på DTC med beregning i henhold til Antoines ligning 

(Yaws, Carl L. Chemical Properties Handbook, 1999, p 159 /37/). I en enkelt 

kilde /38/ refereres til et noget lavere damptryk. 

4.4 Brandhæmmende egenskaber 

I henhold til den danske lovgivning klassificeres byggematerialer og isoleringsmaterialer 

i 2 hovedgrupper: klasse A og klasse B materialer. Isoleringsmaterialer 

som fåreuld, hør og papirisolering vil typisk tilhøre klasse B. Der 

skelnes ikke yderligere imellem materialerne med hensyn til brand. Dette forhold 

er anderledes i f.eks. Tyskland, hvor materialerne inddeles i flere klasser 

afhængigt af deres brandmodstand. 

I henhold til Bygningsreglementet, BR 95 /9/ skal isoleringsmaterialer være 

mindst klasse A materiale. 

Konstruktioner, hvori der indgår brændbare isoleringsmaterialer af klasse B, 

kan godkendes til brug, hvis de har opnået en MK-godkendelse /9/. 

Klasse A materiale er defineret som et materiale, der i henhold til DS 1065.1 

(Brandteknisk klassifikation. Byggematerialer. Klasse A og klasse B materialer), 

er:


svagt antændeligt 

svagt varmeudviklende 

svagt røgudviklende 

Klasse B materiale er i henhold til samme standard, et materiale som er: 

normalt antændeligt 

normalt varmeudviklende 

normalt røgudviklende 

Klassifikationen er baseret på prøvning efter standardiserede metoder (ISO 

5657 eller DS/INSTA 412). 

Isoleringsmaterialer, som ikke er MK godkendte og ikke er klasse A materialer, 

kan i henhold til Småhusreglementet, 1998 /10/ anvendes i bestemte konstruktioner, 

som: 

hule mure, terrændæk, krybekælderdæk og i gulvkonstruktioner på BSetageadskillelse 

60 

tagkonstruktioner, hvis de anvendes som ekstra lag isolering ovenpå klasse 

A materiale 

ydervægge, hvis de er dækket af mindst klasse 1 beklædning 

Stoffernes brandhæmmende egenskaber er ikke fundet beskrevet i litteraturen. 

Den brandhæmmende effekt testes ofte ved test af det færdige produkt med 

indhold af det aktive stof. Testen udføres ved kontrollerede forsøg med afbrænding 

af produktet. Forsøget udføres efter standardiserede metoder. 

Et igangværende projekt under samme rammeprogram som dette undersøger de 

brandhæmmende effekter af borsaltene i isoleringsmaterialer af fåreuld, hør og 

papirisolering. Projektet udføres af Dansk Brandteknisk Institut (DBI). I den 

efterfølgende tabel 4.2 er der præsenteret nogle eksempler fra rapporten. Der er 

angivet tid til antændelse i sekunder (Tign), totalt massetab og varmeafgivelseshastighed 

(HHRmax). 




Tabel 4.2 Resultater fra undersøgelse af brandtekniske egenskaber af alternative 

isoleringsmaterialer (Alternative Isoleringsmaterialer, Dansk 

Brandteknisk Institut, 1998) 

Materiale Brandhæmmer Densitet 

(kg/m 3 ) 

Tign (sekunder) 

Massetab 

(%) 

Varmafgivelseshast. 

1 

Cellulose (løs fyld) Ingen 30,0 13,0 92,6 114,0 

Cellulose (løs fyld) 6 % borsalte 

og9%aluminiumsalte 

Cellulose (løs fyld) 6 % borsalte 

og9%aluminiumsalte 

Cellulose (løs fyld) 15 % bor- og 

aluminiumsalte 

Cellulose (løs fyld) 15 % bor- og 

aluminiumsalte 

30,1 24,5 76,5 74,5 

40,1 28,5 79,8 71,0 

50,2 23,0 79,8 100,5 

60,1 22,5 75,9 101,0 

Cellulose (løs fyld) 25 % borsalte 60,1 23,0 53,7 74,5 



Hør (plade) 8 % ammoniumphosphat 

29,5 9,5 81,8 84,5 

Fåreuld (plade) 2-4 % borsalte 30,9 16,5 100 110,0 

Ovenstående eksempler er alle fra forsøg udført ved en indstrålingsniveau på 

25 kW/m 2 . For resultater i øvrigt henvises til rapporten fra DBI. 

Forsøgene viser, at alle produkterne kan forbrændes. De viser også, at der er 

forskel på produkterne med hensyn til de brandtekniske egenskaber. I henhold 

til rapporten fra DBI har brandhæmmet celluloseuld og brandhæmmet hør bedre 

brandtekniske egenskaber end ikke brandhæmmet celluloseuld og fåreuld. 

Resultaterne viser også, at celluloseuld med et højere indhold af borsalte er 

bedre brandmæssigt end med et lavere indhold. 

1 Varmeafgivelseshastighed HHRmax kW/m 2


Flammehæmmere af rent aluminiumsalt giver tilsyneladende bedre brandhæmmende 

effekter end borsyre/boraks og blandinger af salte. 

I øvrigt var en del af de brandhæmmende salte udskilt fra produktet af celluloseuld 

(papir) under konditioneringen af produkterne. 

Resultaterne tyder således på, at der er en effekt af flammehæmmerne i materialerne, 

men det er ikke entydigt, hvilken mængde og art af salte, der er optimal. 

4.5 Mikrobielt hæmmende effekter 

Materialer af organisk oprindelse som bl.a. papir kan nedbrydes af mikroorganismer, 

hvis der sker en optagelse af fugt. Ved fugtniveauer over 70 % relativ 

fugt i materialet vil der være risiko for vækst af skimmelsvampe. Borsaltene, 

der tilsættes produkterne skal forhindre denne mikrobielle nedbrydning. 

Undersøgelser af indsamlet returpapir (aviser m.v.) har vist, at der i papiret kan 

være store mængder af endotoxiner. Endotoxiner er stofskifteprodukter fra mikrobiel 

vækst, som kan være opstået i materialet fra brug til bortskaffelse, dvs. 

indsamling af returpapir. Derudover kan papiret indeholde store mængder af 

skimmelsvampesporer og bakteriekim. Der blev i undersøgelsen udført af Arbejdsmiljøinstituttet 

fundet i størrelsesordenen fra 1.000 til 100.000 kim/m 3 luft 

af både sporer og kim under sortering af papiret /11/. En eventuel forekomst af 

endotoxiner vil ikke ændres med tilsætning af borsalte. Borsaltene kan derimod 

reducere risikoen for en fornyet vækst forårsaget af fugttilførsel. 

Undersøgelser af fungiciders/biociders (her borsaltes) effektivitet i forhold til 

hæmning af mikrobiel vækst foregår sædvanligvis i et testkammer under standardiserede 

fugt- og temperaturforhold. Materialet med indhold af biocid anbringes 

i testkammeret, hvor der inficeres direkte på materialet eller indirekte 

via jord i bunden af kammeret med forskellige bakterie eller skimmelsvampeblandinger 

/12/. Materialet holdes løbende under observation med hensyn til 

forekomst af vækst. 

På det svenske firma Ekofiber's hjemmeside på Internet er der fundet uddrag fra 

artikler, der vedrører test af cellulosefibre med hensyn til vækst. Ifølge denne 

har borsalte en god hæmmende effekt i forhold til vækst i mineraluld. 

Originalartiklen stammer fra VTT, Finland /29/ og omhandler borsyres hæmmende 

effekt overfor mikroorganismer (skimmelsvampe), når celluloseisoleringen 

er i kontakt med opfugtet træ. Her er der observeret en diffusion af borsyren 

over i træet og dermed en nedsat risiko for mikrobiel vækst i træet. Der er 

imidlertid ingen dokumentation med hensyn til vækst eller hæmning af vækst i 

celluloseisoleringen (papir). 

Den mikrobielt hæmmende effekt af borsyre i celluloseholdigt (papir) isoleringsmateriale 

er således ikke tilstrækkeligt belyst. Der er ikke fundet data i 

litteraturen, der påviser en mikrobielt hæmmede effekt. Ligesom der heller ikke 

er fundet tilstrækkelig dokumentation for borsyrens eventuelle diffusion ud af 




materialet. Det er derfor vanskeligt at vurdere, om borsyren forbliver i materialet.


5 Sundhedsmæssige effekter 

De undersøgte stoffer, borsyre, boraks, aluminiumhydroxid, ammoniumphosphat 

og ammoniumsulfat er alle velkendte kemiske forbindelser. Datasøgning 

er derfor fortrinsvis sket via håndbogslitteratur og søgning i databaserne 

RTECS, HSDB og Toxline på CDROM. I det følgende vil de toksikologiske 

egenskaber bliver gennemgået for hvert stof/stofgruppe. 

5.1 Borsyre og boraks 

Borsyre og boraters toksikologiske egenskaber er vurderet i flere internationale 

rapporter og gennemgangen vil derfor tage udgangspunkt i disse. I det følgende 

opsummeres borsyres og boraks toksikologiske egenskaber. En mere udførlig 

gennemgang af de enkelte effekter, findes i bilag 2. 

Borsyre er en meget svag syre. Ved pH-værdier mellem 6 og 11 og ved høje 

koncentrationer (> 0,025 mol/l) dannes vandopløselige polyborationer, mens 

metaborat-anionen dominerer ved pH-værdier over 10 /17/. 

De kemiske og toksikologiske egenskaber af borsyre og boraks (og i øvrigt andre 

borater) anses for at være ens ved lige store bormængder (mol bor) ved opløsning 

i vand eller biologiske væsker ved samme pH pr. liter og i lave koncentrationer. 

I den følgende gennemgang vil der derfor ikke blive skelnet mellem 

effekter forårsaget af borsyre og boraks og alle doser/koncentrationer vil 

blive relateret til bormængden. Ved beregningerne vil følgende omregningsfaktorer 

blive anvendt: 

dosis borsyre x 0,175 = dosis bor (molbrøk) 

dosis boraks x 0,113 = dosis bor (molbrøk) 

Optagelse, fordeling, omsætning og udskillelse 

Borsyre og boraks er vandopløselige og optages hos dyr og mennesker gennem 

slimhinderne ved indtagelse og indånding. Stofferne optages kun i mindre grad 

gennem intakt hud, mens der gennem beskadiget hud kan optages bor i mængder, 

der kan medføre forgiftning. Indtagelse af borsyre gennem munden medfører 

hurtig og næsten fuldstændig optagelse fra mave-tarmkanalen. 

Der ophobes mindre mængder bor i fedtvæv og større mængder i knoglevæv i 




forhold til andre væv. Borniveauet i knoglerne stiger med stigende doser og 

falder kun langsomt efter ophør af eksponeringen. 

Ved lave koncentrationer omdannes uorganiske borater til borsyre i det vandige 

miljø på slimhinderne før optagelse. Virkningsmekanismen for bor i kroppen er 

endnu ikke fuldstændig klarlagt. 

Udskillelse af bor sker helt overvejende og uafhængigt af eksponeringsvejen 

ved udskillelse gennem urinen. Mere end 90% af den indgivne mængde udskilles 

denne vej. I mennesker er halveringstiden vist at være 21 timer. Udskillelsen 

af bor fra knoglevævet sker langsommere end fra andre væv og organer 

/17/. 

Eksponering/borniveauer i mennesker 

Bor er normalt forekommende i blod og væv hos mennesker og dyr, eftersom 

både føden og - i nogle geografiske områder - også drikkevandet indeholder 

bor. Generel udsættelse for bor helt sker overvejende via føden, selv om der 

også kan forekomme boreksponering ved anvendelse af kosmetik og medicin, 

pesticider og gødningsprodukter. 

Der findes kun få undersøgelser af borniveauet i udeluften, men hvis det antages, 

at 10% af totalbormængden findes på partikelform og 90% på dampform 

ligger niveauet på 0,36-19,9 ng/m 3 . Hvis der tages udgangspunkt i det højeste 

niveau, og at et menneske indånder 22 m 3 /dag, så kan udsættelse via indånding 

af den omgivende luft beregnes til at være 438 ng/dag (0,00044 mg/dag). Borniveauet 

i drikkevand varierer fra 0,01 til 15 mg/liter, med en gennemsnitskoncentration 

for hele verden der antages at ligge mellem 0,1 og 0,3 

mg/liter. Mængden af bor indtaget via jord (f.eks.. gennem grøntsager) er 

estimeret til at være 0,0005 mg bor/person pr. dag. Endelig er der gennemført 

talrige undersøgelser af borindholdet i fødevarer for at kunne fastsætte den 

mængde bor, der indtages via føden. Med mange forudsætninger er det vurderet, 

at den gennemsnitlige daglige indtagelse af bor gennem føden ligger tæt 

ved 1,2 mg/dag /17/. 

Industrien har ud fra forbrugsdata selv estimeret, at den totale udsættelse for 

borsyre via konsumprodukter, f.eks. kosmetik og rengøringsmidler, er 22,8 

mg/dag per person ( 4 mg bor/dag). Hvis 1% optages gennem huden svarer 

dette til 0,04 mg bor/dag. 

Ved arbejdsmæssig udsættelse for borstøv er der rapporteret koncentrationer på 

1,1-14,6 mg/m 3 . I forbindelse med undersøgelse af luftvejssymptomer hos arbejdere, 

der var udsat for borstøv blev der målt støvkoncentrationer fra 0,1 til 

205 mg/m 3 . Den gennemsnitlige daglige eksponering var 5,72 mg totalstøv/m 3 

(0,44 mg total bor/m 3 ). I en anden undersøgelse af mandlige arbejdere i en boraksmine 

blev den daglige dosis af bor beregnet til at være 28 mg under forudsætning 

af 100% optagelse ved indånding /17/. 

Sundhedsfare ved kort tids eksponering


Borsyre og boraks har moderat til lav akut giftighed ved indgift gennem munden 

til dyr. Symptomer på forgiftning er blandt andet nedsat fysisk aktivitet, 

manglende koordinering af bevægelser, kramper, nedsat legemstemperatur, violet-rød 

farvning af hud og slimhinder og død /17/. Giftigheden ved indånding 

af borsyrestøv i 4 timer er vist at være lav (LC50 >160 mg/m 3 ) /19/. 

Selv om der findes en lang række beretninger om mennesker, der er blevet forgiftet 

med borsyre og boraks, ofte i forbindelse med optagelse gennem beskadiget 

hud, er den dødelige dosis for mennesker ikke endeligt klarlagt. Nyere 

undersøgelser tyder på, at borsyre ikke er så toksisk, som hidtil antaget. En 

gennemsnitsdosis borsyre, der kan fremkalde kliniske effekter, formodes at ligge 

mellem 100 mg og 55,5 g ( 17,5 - 9712 mg bor/kg) /17, 19/. 

Efter arbejdsmæssig udsættelse for borsyre og boraks ses hovedsageligt akutte 

irritative effekter i luftvejene i form af irritation af øjne, næse og svælg, hoste 

og åndenød. Følsomme personer, f.eks. astmatikere, får kraftigere irritative effekter 

efter indånding. Der er vist en klar dosis-respons sammenhæng. Hos personer, 

der havde været udsat for boraksstøv i 5 år eller mere, blev der set tørhed 

i mund, næse og svælg, øjenirritation, tør hoste og næseblødning, halssmerter, 

hoste med slim, trykken for brystet og blodspytning. Boraksstøv medførte akut 

og vedvarende irritation af luftvejene i koncentrationer på 4,5 mg/m 3 ( 0,5 mg 

bor/m 3 ) og derover /17, 19, 21/. 

Borsyre og boraks er vist at være henholdsvis moderat og let hudirriterende, 

mens de irritative effekter på øjnene er noget større. Stofferne har ikke allergifremkaldende 

egenskaber. 

Sundhedsfare ved længerevarende eksponering 

I undersøgelser med mus, rotter og hunde, der blev udsat for borsyre og boraks 

gennem længere tid, er det vist, at hanner er mere følsomme end hunner, og at 

det primære målorgan er testiklerne. Afhængigt af dosis varierer effekterne fra 

let påvirkning af sædcelledannelsen til fuldstændig testikelatrofi. Der er tilsyneladende 

en tærskelværdi for effekterne /17, 19/. 

Hos mennesker medfører udsættelse for borstøv gennem længere tid luftvejsirritation, 

som fører til kronisk bronchitis uden påvirkning af lungefunktionen 

/17/. 

Særlige effekter 

Borsyre og boraks er blevet undersøgt i flere forskellige testsystemer for genotoksiske 

effekter. Der er ikke noget, der tyder på, at borsyre og boraks medfører 

skader på arveanlæggene /17/. 

Der findes ingen oplysninger om kræftfremkaldende egenskaber i mennesker. 

Borsyre var ikke kræftfremkaldende i et 2-årigt fodringsforsøg med mus /17/. 

Undersøgelser i dyr har vist, at det især er de hanlige reproduktionsorganer, der 




er målorganet ved længerevarende udsættelse for borsyre og boraks. Der er 

fundet skader på testiklerne i rotter, mus og hunde, der havde fået borsyre eller 

boraks via foderet eller drikkevandet. Hos hunde er de første tegn på skader 

indsunken pung og signifikant nedsat testikelvægt. Nærmere undersøgelser viser, 

at effekterne går fra hæmmet modning af sædcellerne med forbigående tab 

af forplantningsevnen til fuldstændig forsvinden af kimceller, som resulterer i 

atrofi og irreversibelt tab af forplantningsevnen, men ikke af kønsdrifterne /17/. 

Borsyre har fosterskadende effekter i rotter, mus og kaniner. Der er vist nedsat 

fostervægt, øget forekomst af resorption af fostre, og hos levende fostre er der 

øget forekomst af misdannelser i form af hjerte-kar misdannelser og skeletmisdannelser 

/17/. 

Hos mennesker er der ikke set effekter på fødselsraten hos personer, der blev 

udsat for op til 24 mg bor/dag ved indånding. Der er ikke set nogle effekter på 

fertiliteten hos mænd der var udsat for et borindhold i drikkevandet på op til 29 

mg bor/l /17, 22/. 

Laveste effektniveauer for borsyre og boraks 

I Tabel 5.1STYLEREFSEQARABERTALer angivet de laveste niveauer 

(LOAEL), hvor der er set uønskede effekter af eksponering for borsyre eller 

boraks eller niveauer, hvor der ikke er set effekter (NOEL, NOAEL). 

Tabel 5.1STYLEREFSEQARABERTAL Laveste niveauer med uønskede effekter 

(angivet i mg bor/kg lgv, hvis ikke andet er angivet). 

Rotte Mus Kanin Hund Menneske 

Akut giftighed 

LD50, oral 396-899 603 250-350 250-350 

LC50, indånding 

Laveste dødelige 

dosis, 

oral 

> 160 mg 

bor/m 3 

112


Tabel 5.1 (fortsat) 


dosis, 

dermal 


dosis, 

i.v. 

Irritation 

Irritation, 

luftveje 

LOAEL 

Irritation, 

hud 

Irritation, 

øjne 

Svag (10% borsyre i 

vand) 

Moderat (5% boraks i 

vand) 

100 mg borsyre: Påvirkning 

af hornhinde 

eller irritation som 

forsvinder indenfor 7 

dage 

100 mg boraks: 

Kraftigere reaktion 

end for borsyre som 

forsvinder indenfor 8- 

21 dage 

1505 

5 

0,5 mg 

bor/m 3 

Fertilitet 

NOAEL 17 

NOEL 17,5 0,34 

Udviklingsskader 

NOAEL 9,6 43 21,8 

LOAEL 13,3 43,5 

lgv: legemsvægt 

Laveste NOAEL, som er fundet i rotter, for udviklingsskader er 9,6 mg bor/kg 

lgv 55 mg borsyre/kg lgv og 85 mg boraks/kg lgv. 

På baggrund af denne NOAEL har IPCS med anvendelse af usikkerhedsfaktoren 

25 beregnet et tolerabelt dagligt indtag af bor til at være 0,4 mg/kg lgv. 

I forbindelse med fastsættelse af en “Guideline value” for indhold af bor i drikkevand 

har WHO været mere konservative i deres anbefaling, og anvendt en 

usikkerhedsfaktor på 60, hvilket giver et tolerabelt dagligt indtag på 0,16 mg 

bor/kg lgv /18/. 

Dette stemmer godt overens med, at der er fundet en NOEL for mennesker på 

0,34 mg bor/kg lgv. 

På baggrund af de eksisterende undersøgelser er det ikke muligt at fastlægge et 

tolerabelt dagligt indtag af bor ved indånding. Derfor anvendes det beregnede 




tolerable indtag af bor ved oral indtagelse som referenceværdien i eksponeringsscenarierne 

i kapitel 5. 

5.2 Aluminiumhydroxid 

Aluminiumhydroxid er i denne sammenhæng anvendt som flammehæmmer i 

papirisolering. Aluminiumhydroxid er et velkendt stof, der anvendes i mange 

sammenhænge - en meget stor anvendelse er som tørremiddel. Aluminiumhydroxid 

indgår også i lægemidler både som hjælpestof og som virksomt stof, 

pga. den syreneutraliserende effekt. Aluminiumhydroxid er et hvidt pulver, der 

er praktisk taget uopløseligt i vand, men opløselig i basiske opløsninger eller i 

syre. Ved langvarig kontakt med vand dannes en gel /30/. 

Toksiciteten af aluminiumsalte kan overvejende tilskrives aluminiumionen. Det 

er derfor den, der vil blive fokuseret på i den følgende gennemgang af de toksikologiske 

egenskaber. 


Aluminium bliver kun optaget i meget begrænsede mængder fra mavetarmkanalen. 

Selve absorptionsmekanismen kendes ikke og er formodentlig 

afhængig af mange forskellige faktorer. 

Aluminium transporteres med blodet rundt i kroppen bundet til plasmaproteiner. 

I dyr er det vist, at aluminium fordeles til de fleste organer, og at der sker 

ophobning i knoglerne ved høje koncentrationer. Aluminium passerer blodhjernebarriéren 

og kan trænge ind til fosteret. Aluminium udskilles fortrinsvis 

via urinen. Halveringstiden er meget lang - hos eksponerede arbejdere var den 

større end 6 måneder /31/. 

Eksponering/aluminiumniveauer i mennesker 

Aluminium er det 3. mest udbredte grundstof i verden og findes derfor overalt i 

miljøet. Aluminiumindholdet i den omgivende luft varierer mellem lave niveauer 

i landområder (0,020-0,500 g/m 3 ) til højere niveauer i byer (1-6 

g/m 3 ). Hvis det antages, at mennesker lever i byområder med en aluminiumkoncentration 

på ca. 2 g/m 3 , at partikelstørrelsen er < 5 m (respirabelt) og 

der indåndes 20 m 3 pr. dag, vil den daglige eksponering ved indånding blive 40 

g aluminium. Da aluminium findes i jorden, forekommer det naturligt i en 

lang række afgrøder og kan dermed indtages via føden. Herudover kan aluminium 

afgivet fra fødevareemballage også føre til indtagelse via føden. Mængden 

afhænger af omstændighederne, men den totale indtagelse af aluminium fra 

fødevarer angives i en række lande at være under 15 mg/dag. Aluminiumniveauet 

i drikkevand afhænger af det naturlige aluminiumindhold i vandet samt 

om der anvendes aluminium til renseprocessen. Indtagelse af 200 g/dag eller 

mindre anses for at være realistisk. En samlet daglig indtagelse estimeres til at 

ligge mellem 2,5 og 13 mg/dag.


Herudover kan anvendelse af syreneutraliserende lægemidler medføre en meget 

stor daglig indtagelse af aluminium, helt op til 5000 mg/dag. 

WHO har fastsat en provisorisk tolerabel ugentlig indtagelse af aluminium til at 

være 7 mg aluminium/kg lgv, eller 420 mg ved 60 kg person /31/. 

Arbejdsmæssig udsættelse for aluminium medfører yderligere eksponering for 

aluminium. Ud fra begrænsede data kan den daglige arbejdsmæssige eksponering 

for aluminium antages at ligge mellem



er så mange forskellige faktorer, der kan have haft indflydelse, at en sammenhæng 

ikke kan påvises /31/. 

Hos personer med nedsat nyrefunktion kan selv lave koncentrationer af aluminium 

medføre effekter på nervesystemet /31/. 

Særlige effekter 

Aluminium har ikke vist mutagene effekter i bakterietest, men der er set kromosomafvigelser 

i mus og rotter. Der er ikke fundet tegn på, at aluminium har 

kræftfremkaldende egenskaber, hverken hos dyr eller mennesker /31/. 

I dyr er der ikke fundet åbenlyse fosterskadende effekter eller effekter på fertiliteten 

efter udsættelse for aluminiumforbindelser. Selv om der er vist forsinket 

fosterudvikling ved 13 mg Al/kg lgv, så er dette ikke vist for aluminiumhydroxid 

ved meget højere doser /31/. I dyr er aluminium vist at have neurotoksiske 

effekter ved indgift af daglige doser på 50 mg Al/kg lgv gennem foderet eller 

drikkevandet /31/. 

Aluminium er potentielt neurotoksisk for mennesker. I hjernen findes meget 

effektive naturlige barrierer, der begrænser aluminiumkoncentrationen undtagen 

under særlige omstændigheder som for eksempel nyresvigt /31/. Neurologiske 

effekter som mental svækkelse, forstyrrelser i bevægeapparater og føleforstyrrelser 

er beskrevet. 

Laveste effektniveauer for aluminium 

I Tabel 5.2STYLEREFSEQARABERTALer angivet de laveste niveauer 

(LOAEL), hvor der er set uønskede effekter af eksponering for aluminium eller 

aluminiumforbindelser eller niveauer, hvor der ikke er set effekter (NOEL, 

NOAEL). 

Tabel 5.2STYLEREFSEQARABERTAL Laveste niveauer med uønskede effekter 

(LOAEL, angivet i mg Al/kg lgv, hvis ikke andet er angivet). 

Rotte Mus Kanin Hund Menneske 

Akut giftighed 

LD50, oral 162->730 164- 

770 

Giftighed ved længerevarende eksponering 

NOEL 52 75-80 

LOAEL, 

nervesystem 

104 100 

LOAEL, i.v. 

(osteomalaci, 

nyrefunktion) 

1



Irritation 

Irritation, 

hud 

Al(OH)3 

Irritation, 

øjne, 

Al(OH)3 

Fertilitet 

LOAEL 13 

Udviklingsskader 

LOAEL 13* 

* ikke set for aluminiumhydroxid ved meget større doser 

Irriterende/ 

ætsende 

Irriterende/ 

ætsende 

Laveste LOAEL for skader på fertiliteten og udviklingsskader er 13 mg Al/kg 

lgv. 

Aluminiums effekter på reproduktionen og centralnervesystemet er vist i dyr, 

men det er ikke vist, at udsættelse for aluminium har sundhedsmæssig betydning 

for den raske normalbefolkning. 

Arbejdere, der udsættes for store mængder fine aluminiumpartikler gennem 

lang tid, kan have øget risiko for effekter på luftvejene og andre effekter, der 

påvirker sundheden. Der er for begrænset viden til at kunne sige noget om risikoen 

for de sundhedsmæssige effekter. 

5.3 Ammoniumphosphat/-sulfat 

Ammoniumphosphat og ammoniumsulfat er velkendte kemiske stoffer, der anvendes 

til mange forskellige formål, bl.a. som flammehæmmere og gødningsstoffer. 

Begge stoffer anvendes også som tilsætningsstoffer til fødevarer - ammoniumphosphat 

indgår i bagepulver. 

De toksiske effekter af ammoniumsulfat og ammoniumphosphat kan først og 

fremmest tillægges ammonium-ionen, men phosphat-ionen og sulfat-ionen har 

også toksiske effekter. Alle 3 ioner findes i store mængder i miljøet og i vores 

krop. 

Ammonium (dissocieret/udissocieret) findes i byluft i koncentrationer op til 20 

g/m 3 . Naturligt indhold i grundvand er normalt under 0,2 mg/l. Ammonium 

findes naturligt i mange fødevarer og ammoniumforbindelser tilsættes fødevarer 

i lave koncentrationer (< 0,001-3,2%) som syreregulator, stabilisator etc. 

WHO har estimeret den daglige indtagelse af ammonium fra fødevarer og drikke 

vand til at være 18 mg, herudover indåndes mindre end 1 mg via luften og 

mindre end 1 mg fås ved rygning af 20 cigaretter /32/. Dette skal ses i relation 

til, at der dagligt dannes 4000 mg ammonium i tarmen. Ammonium indgår som 

en vigtig del af de biokemiske omdannelsesprocesser i pattedyr. Ammonium 

har en essentiel rolle i syre-base reguleringen i kroppen og for biosyntesen af 

bl.a. aminosyrer. 




Den akutte toksicitet i dyr er moderat. Toksiske effekter efter indgift af ammoniumsalte 

i koncentrationer på 200-500 mg/kg lgv medførte forstyrrelser i syrebase 

balancen, forstyrrelser i nervesystemet, lungeødem og nyreskader hos dyr. 

Daglig indtagelse af 478 mg ammonium/kg lgv gennem drikkevandet i 330 dage 

medførte afkalkning af knoglerne og fald i pH i blodet hos rotter. Daglige 

doser på ca. 290 mg ammonium/kg lgv i drikkevandet hæmmede fostervækst 

hos gravide rotter, men der var ikke fosterskader. I høje koncentrationer er 

ammonium vist positiv i nogle undersøgelser for skader på arveanlæggene og 

negativ i andre. Der er ikke noget der tyder på, at ammonium har kræftfremkaldende 

egenskaber. 

Det kan konkluderes, at ammonium kun har toksiske effekter på raske personer 

ved meget store eksponeringsmængder, hvor kroppens egne reguleringsmekanismer 

ikke kan følge med /32/. 

Sulfat findes overalt i miljøet. Den gennemsnitlige daglige indtagelse af sulfat 

fra drikkevand, luft og fødevarer er ca. 500 mg, hvoraf det meste stammer fra 

føden. Ammoniumsulfat er ikke opløseligt i vand og den akutte toksicitet i dyr 

er lav - LD50 er angivet at være 2840 mg/kg lgv efter oral indgift til rotter /33/. 

Afhængigt af partikelstørrelsen kan indånding af støv medføre luftvejseffekter. 

For mennesker kan det konkluderes, at sulfat er en af de mindre toksiske anioner. 

Den dødelige dosis kalium eller zinksulfat er 45 g. Den laveste toksiske 

dosis aluminiumsulfat er rapporteret at være 1500 mg/kg lgv i mennesker /33/. 

De vigtigste effekter efter indtagelse af store mængder sulfat er en afførende 

virkning (> 600 mg sulfat/l), dehydrering og irritation af mave-tarmkanalen 

/32/. Ammoniumsulfat er irriterende for hud og øjne. Længerevarende kontakt 

kan medføre øjenskader /34/. 

Phosphater findes overalt i miljøet. FAO/WHO har anbefalet, at indtagelse af 

mindre end 30 mg phosphor/kg lgv dagligt er sikkert i enhver form for kost. 

Hvis der samtidig er en stor indtagelse af calcium, er det acceptable niveau 30- 

70 mg phosphor/kg lgv. I USA er ammoniumphosphat klassificeret som et stof, 

der generelt anses for at være sikkert som tilsætningsstof til fødevarer. 

Indtagelse af meget store doser phosphat kan medføre forstyrrelser i calciumphosphat 

balancen i kroppen, hvilket har indflydelse på knogleopbygningen i 

kroppen. 

Ammoniumphosphat er irriterende for øjne og hud. Længerevarende kontakt 

kan medføre øjenskader og kontakteksem /34/. 

På baggrund af ovenstående kan det konkluderes, at ammoniumsulfat og ammoniumphosphat 

har lav akut toksicitet for mennesker. Indånding af stofferne 

kan dog medføre irritative effekter i luftvejene, men det anses ikke for sandsynligt, 

at der kan indåndes så store koncentrationer ved arbejdsmæssig eksponering, 

at det kan medføre systemiske effekter.


6 Miljømæssige effekter 

Ved søgning på borsyre og boraks i AQUIRE /23/ blev store mængder økotoksikologiske 

data fundet. 

Udvælgelsen af data foregik ved at vælge de mest følsomme arter inden for 

grupperne fisk, krebsdyr, alger, sedimentlevende organismer og andre invertebrater. 

Endvidere blev det besluttet at vælge data med kendte endpoints/ effekter 

fremfor data med ikke-rapporterede endpoints/effekter. 

Forklaringer til de angivne effekter er gengivet i bilag 1. 

6.1 Boraks 

For boraks findes der overvejende data for test på fisk. Endvidere ses det af tabel 

6.1, at der helt mangler data for test på alger. 

Som det fremgår af Tabel 6.1STYLEREFSEQARABERTAL kan boraks ikke 

betragtes som meget giftigt for organismer i vandmiljøet i henhold til EU’s 

klassificeringskriterier (EC50 1 mg/l). Ud fra de tilgængelige data for akut 

toksicitet må det konkluderes, at de mest følsomme organismer er sedimentlevende 

organismer og vandplanter. 

Tabel 6.1STYLEREFSEQARABERTAL Akvatiske økotoksikologiske data for 

boraks fra /23/. 

Species name Duration Endpoint Effect* Concentration 

Latin Common Days - - mg/L 

Fish data 

Onchorhynchus mykiss Rainbow trout 1 LC50 MOR 2.800,00 

Onchorhynchus mykiss Rainbow trout 2 LC50 MOR 1.800,00 

Carassius auratus Goldfish 3 LC50 MOR 68,00 

Ictalurus punctatus Channel catfish 5 LC50 MOR 120,00 








Onchorhynchus mykiss Rainbow trout 24 LC50 MOR 65,00 


Crustacean data 

Limnoria Lignorum Gribble 1 LC50 MOR 250,00 

Sediment organisms data 

Tubifix sp. Tubificid worm 1 LD100 MOR 2.000,00 

Other invetebrates data 

Elodea canadensis Water weed 21 - PSE 2,00 

Onchidoris fusca Sea slug 1 LC50 MOR >250,00 

(*) - se forklaring i bilag 1 

6.2 Borsyre 

For borsyre gælder det ligesom for boraks, at de tilgængelige data overvejende 

stammer fra test på fisk (tabel 6.2). 

Borsyre skal på baggrund af de tilgængelige data og EU’s klassificeringskriterier 

betragtes som meget giftigt overfor visse akvatiske organismer, da EC50værdien 

efter akut eksponering af Tetrahymena pyriformis er 1 mg/l. 

Tabel 6.2STYLEREFSEQARABERTAL Akvatiske økotoksikologiske data for 

borsyre fra /23/. 



Fish data 

Onchorhynchus kistuch Silver salmon 1 LC50 MOR >10,00 

Carassius auratus Goldfish 3 LC50 MOR 1.020 

Onchorhynchus tshawytscha Chinook salmon 4 LC50 MOR 566,00 





Onchorhynchus mykiss Rainbow trout 28 LOEC MOR 1,00-18,00 

Onchorhynchus mykiss Rainbow trout 32 LOEC MOR 0,10 

Salmo gairdneri Rainbow trout 60 LOEC GRO >97


Onchorhynchus mykiss Rainbow trout 87 NOEC MOR 2,10 


Crustacean data 

Simocephalus vetulus Water flea 1 EC50 IMM 123.400,00 

Daphnia magna Water flea 2 EC50 - 658-875 

Daphnia magna Water flea 21 NR GRO 6,40 

Daphnia magna Water flea 21 MATC REP 9,33 

Algae data 

Tetrahymena pyriformis Ciliate 0.03 - OXC 1,00 

Other invetebrates data 

Anas platyrhynchas Mallard 5 LC50 MOR > 5.620 ppm. 

Chlorella pyrenoidosa Green algae 14 NOEC PGR 0,40 

Elodea canadensis Water weed 21 - PSE 1,00 

Ranunculus penicillatus Buttercup 28 - PSE 1,00 

(*) - se forklaring i bilag 1 

6.3 Ammoniumphosphat/-sulfat og 

aluminiumhydroxid 

Der er ikke indsamlet økotoksikologiske data for ammoniumphosphat/-sulfat 

og aluminiumhydroxid, da disse stoffer ikke vil blive evalueret med hensyn 

miljømæssige effekter i denne udredning, da disse stoffer udledes i langt større 

mængder fra andre kilder (rensningsanlæg m.m.) . Se afsnit 7.1 for en nærmere 

redegørelse. 




7 Eksponeringsscenarier 

7.1 Indledning 

Evalueringen af brandhæmmerne og biociderne vil blive foretaget ud fra tre 

"worst case" scenarier. Scenarierne tager udgangspunkt i den beregnede eksponering 

i de tre faser: 1) opførelse og indbygning, 2) brug og 3) bortskaffelse. 

Der vil i disse scenarier ikke blive foretaget en evaluering af effekterne af selve 

isoleringsmaterialet, hvis støv kunne formodes bl.a. at have arbejdsmiljømæssig 

betydning. Der vil kun blive fokuseret på de additiver, som formodes at 

kunne have en effekt. 

Som udgangspunkt for både sundheds- og miljøevalueringen af brandhæmmerne 

og biociderne blev det valgt at anskue 3 typer isoleringsmaterialer. Alle isoleringsmaterialerne 

er enten baseret på fåreuld, hør eller papir. Isoleringsmaterialet 

baseret på fåreuld forhandles både som løst isoleringsmateriale og som 

bats. Det papirbaserede materiale er så vidt vides kun tilgængeligt som granulat. 

De kendte produkttyper som det er blevet valgt at gennemgå eller, som er 

blevet fravalgt er: 

Produkt 1 er et isoleringsmateriale baseret på fåreuld indeholdende 1,5 % boraks 

og 1,5 % borsyre. Det vides, at denne form for isoleringsmateriale 

tillige kan indeholde ca. 15 % polyester og 1 % urinstofderivat. 

Det er dog blevet valgt ikke at evaluere de to sidstnævnte forbindelser 

i denne redegørelse, da de ikke har funktion som brandhæmmere 

eller biocider og desuden anses for uskadelige for både mennesker 

og miljø. 

Produkt 2 er et isoleringsmateriale baseret på hør indeholdende 8 % ammoniumphosphat/-sulfat. 

De mængder, der anvendes i forbindelse med 

isoleringsmaterialer, må betragtes som minimale sammenlignet med 

andre kilder til miljø- og arbejdsmiljømæssig eksponering. De vurderes 

derfor ikke i denne sammenhæng at have betydende effekter 

på mennesker og miljø. Hør-baserede isoleringsmaterialer vil derfor 

ikke blive evalueret som produkt i eksponeringsscenarierne. 

Produkt 3 er baseret på papir (granulat) indeholdende 3 % boraks og 3 % borsyre. 

Denne type produkter kan dog også indeholde op til 9 % aluminiumhydroxid. 

Det er dog blevet valgt ikke at evaluere aluminiumhydroxiden, 

da ikke alle kendte papirisoleringer indeholder dette


stof, og da aluminiumhydroxid i forvejen udledes i langt større 

mængder til miljøet i forbindelse med phosphatfældning i renseanlægogsøer. 

For produkterne baseret på fåreuld og papir tager evalueringen udgangspunkt i 

hhv. et "bat" og et "løst" materiale. De bat-baserede produkter har samme udformning 

som traditionelle isoleringsmaterialer af enten mineral- eller glasuld. 

For det papirbaserede isoleringsmateriale er evalueringen udelukkende baseret 

på et granulatprodukt, der indbygges som traditionel hulmursisolering. 

De livscyklusfaser, der vil blive evalueret her er: Opførelse/indbygning, brugen 

af isoleringsmaterialet og slutteligt bortskaffelsen. 


isoleringsmaterialerne 

7.2.1 Fåreulds- og papirbaserede isoleringsmaterialer 

Sundhedsevaluering 

Indbygning og herunder tilpasningen af det bat-baserede produkt må formodes 

at udvikle støv. Da der ikke har kunnet findes undersøgelser af arbejdet med 

produkter af samme art, som de undersøgte, vil evalueringen tage udgangspunkt 

i undersøgelser af arbejde med papirbaseret isoleringsmateriale /24/. Ud 

fra dette materiale vurderes det, at middel total-støvniveauet med stor sandsynlighed 

ikke kommer under 50 mg/m 3 , da der er tale om et meget porøst og støvende 

materiale. Endvidere formodes det, at andelen af det respirable støv må 

være 80 % af total støvniveauet, hvilket svarer til et middel repirabelt støvniveau 

på 40 mg/m 3 . Fraktionen af den respirable mængde støv er blevet fastlagt 

på baggrund af undersøgelsen af det papirbaserede produkt /24/, hvor den respirable 

fraktion af støvet udgør 74 %. Som estimat for fraktionen af den respirable 

fraktion af støv udviklet under arbejdet med det fåreuldsbaserede isoleringsmateriale, 

bruges en værdi lidt højere end fraktionen for det papirbaserede 

isoleringsmateriale, idet der her er tale om en "worst case" evaluering. Det vurderes 

ud fra inspektion af isoleringsmaterialet, at det fåreuldsbaserede materiale 

kan udvikle meget støv. 

For isoleringsmaterialerne vil sundheds- og miljøevalueringen af fase 1 kun 

koncentrere sig om de mængder biocid og brandhæmmer, som frigøres under 

indbygnings- og opførelsesarbejdet som støv. Frigivelse af brandhæmmer og 

biocid som gasser vil i fase 1 være mulig pga. biocidernes og brandhæmmernes 

høje damptryk ved stuetemperatur. De via støvet indåndede mængder boraks og 

borsyre er store i forhold til dem som optages som gasser. Samtidigt forventes 

det, at arbejdet foregår idet fri, dvs. en åben arbejdsplads. Den gasformige 

fraktion medtages derfor ikke. 

For det papirbaserede granulat-produkt findes der oplysninger omkring støvudviklingen 

i forbindelse med opførelsen og indbygningen af produkter af denne 




type /24/. Dagsmiddelsværdierne for isoleringsarbejdet med dette produkt er 

totalstøv: 23 mg/m 3 og respirabelt støv: 17 mg/m 3 /24/. 

Med de tilgængelige oplysninger om sammensætningerne af isoleringsmaterialerne, 

vil indholdet af de undersøgte brandhæmmere og biocider i det respirable 

støv være om angivet i tabel 7.1. 

Tabel 7.1STYLEREFSEQARABERTAL Respirable mængder af brandhæmmer 

og biocid udviklet i forbindelse med tilpasningen og indbygningen 

af de undersøgte isoleringsmaterialer. 

Isoleringsmateriale Stof Indhold Respirabel mængde 

Navn Navn % mg/m 3 

Fåreuld Boraks 1,5 0,60 

Borsyre 1,5 0,60 

Papir Boraks 3 0,51 

Borsyre 3 0,51 

Med udgangspunkt i den svenske undersøgelse /24/ antages det, at det effektive 

isoleringsarbejde maksimalt udgør 8 timer/dag (5 arbejdsdage/uge á 8 timer, i 

alt 40 timers arbejde). Som middel luftforbrug for et voksent menneske bruges 

22 m 3 /dag /17/. 

De beregnede totale mængder indåndet stof under opførelses- og indbygningsarbejdet 

med isoleringsmaterialerne uden brug af åndedrætsværn fremgår af 

tabel 7.2.


Tabel 7.2STYLEREFSEQARABERTAL Dagligt indåndede mængder brandhæmmer 

og biocid via støvfraktion ved arbejdet med de undersøgte 

isoleringsmaterialer. 

Isoleringsmateriale Stof Indåndede 

mængde 

Navn Navn mg/dag mg/dag 

Fåreuld Boraks (11,3 % bor) 4,4 0,50 

Borsyre (17,5 % bor) 4,4 0,77 

Indåndede mængder rent bor 1,27 

Papir Boraks 3,7 0,42 

Borsyre 3,7 0,65 

Indåndede mængder rent bor 1,07 

Ækvivalent mængde 

bor 

De indåndede mængder (tabel 7.2) i forbindelse med arbejdet med det fåreuldsbaserede 

produkt, kan omregnes til hhv. 11,23 mg rent boraks/dag eller 7,25 

mg rent borsyre/dag. For det papirbaserede produkt er de samme værdier hhv. 

9,46 mg rent boraks/dag eller 6,11 mg rent borsyre/dag. 

En undersøgelse /17/ har vist, at bor i form af boraks ikke optages fuldstændigt 

efter indånding, men det må formodes her, at den indåndede borsyre eller boraks 

kan nå mavetarm-systemet via luftvejene (ved transport af slim fra lungerne) 

og efterfølgende synkning. For borsyre, der er en meget svag syre (pKa = 

9,15), må det gælde, at denne syre ved indånding ikke dissocieres i lungevæsken. 

Studier af oral indtagelse af borsyreholdigt vand /17/ viste, at 83-98 % 

blev optaget og udskiltes (94 %) med urinen efter 96 timer. 

Det vil derfor her som "worst case" blive antaget, at dagligt arbejde med det 

fåreuldsbaserede eller papirbaserede isoleringsmateriale fører til et indtag af 

minimum 6,11 mg borsyre eller 9,46 mg boraks, og at dagligt arbejde med disse 

typer isoleringsmaterialer kan føre til ophobning af bor i kroppen (knoglerne). 

Miljøevaluering 

I miljøevalueringen af indbygningen af isoleringsmaterialer baseret på fåreuld 

eller papir i nybyggeri påregnes det, at støvudviklingen i forbindelse med dette 

arbejde ikke i sig selv udgør nogen miljørisiko. 

De udviklede støvpartikler vil fjernes fra atmosfæren i løbet af ganske kort tid 

(det skønnes at middelopholdstiden i atmosfæren vil være under 2 dage) ved 

enten våd- eller tørdeposition. 




Det gælder mht. våddeposition for partikler med en radius større end 1 m, at 

deres størrelse og vægt gør deres bevægelser i atmosfæren meget "træge". Denne 

immobilitet øger chancen for sammenstød med regndråber, der resulterer i 

optag af støvpartiklen i regndråberne, hvorved sandsynligheden for våddeposition 

selvsagt også øges /25/. 

Den deponerede mængde støv og dermed bor forårsaget af opsætningsarbejdet 

skal sammenholdes med de mængder, der allerede findes i danske jorde (ca. 30 

mg/kg) og de mængder, som tilføres miljøet ved gødning. Til dyrkning af rodfrugter 

som f.eks. selleri tilføres jorden ca. 1-1,5 g boraks pr. m 2 . 

Da det ikke har været muligt at finde dokumentation for, hvor meget isoleringsmateriale, 

der går tabt som henholdsvis støv og spild under indbygningen, 

må disse værdier estimeres. 

Det antages som "worst case", at 0,5 % af isoleringsmaterialet går tabt som støv 

under indbygningen og deponeres på byggegrunden, der i dette eksempel har en 

størrelse på 700 m 2 . Det antages videre, at støvet fordeles i den øverst 0,5 m 

jord med en densitet på 1700 kg/m 3 /26/ og et gennemsnitligt borindhold på 30 

mg/kg /17/, hvilket giver en total mængde bor på de 700 m 2 på 10,5 kg. 

Endvidere antages det her som "worst case", at 5 % af isoleringsmaterialet vil 

gå tabt som spild og blive deponeret på byggegrunden som alm. byggeaffald 

under opsætningen og indbygningen. 

Som model for evalueringen anvendes et kvadratisk hus på 150 m 2 med2,50m 

til loftet, med isolerede gulve, vægge og loft. Der regnes med isolering i ét lag 

af loft (med et isoleringsareal svarende til beboelsesarealet), ydervægge og 

gulv. 

For isoleringsmaterialet baseret på fåreuld vides det, at dette isoleringsmateriale 

har en densitet på 30-35 kg/m 3 , og at det leveres i plader med tykkelse over og 

under 100 mm. Det vil her blive antaget, at densiteten gennemsnitligt er 32,5 

kg/m 3 , og at produktet leveres i plader med en tykkelse på 100 mm. Under disse 

antagelser skal der til opførelsen af modelhuset anvendes 44,3 m 3 isoleringsmateriale, 

svarende til 1373 kg. Tabet ved støvafgivelse udgør da 6,9 kg 

mens tabet ved spild er 69 kg. Mængderne af deponeret biocid og brandhæmmere 

i den øverste halve meter jord på byggegrunden under de ovenstående 

antagelser fremgår af tabel 7.3. 

Densiteten af det papirbaserede isoleringsmateriale oplyses fra producentens 

side at være 40-42 kg/m 3 (her bruges den gennemsnitlige densitet 41 kg/m 3 )for 

hulmursisolering, 28 kg/m 3 for løst loftfyld og 31 kg/m 3 for 150-300 mm papiruld. 

Det antages, at hulmuren i modelhuset er 100 mm dyb, og at der i denne 

fyldes helt op med isoleringsmateriale. Som loftsisolering i modelberegningen 

forudsættes det, at der bruges løst fyld (100 mm), samt at gulvet isoleres med 

150 mm papiruld. Under disse forudsætninger udgør den samlede mængde 

isoleringsmateriale 1620 kg.


Tabel 7.3 Modelberegninger på mængder af biocid og brandhæmmer deponeret 

på byggegrund ved opførelse af et enfamilieshus under anvendelse 

af fåreulds- og papirbaserede isoleringsmaterialer. 

Isoleringsmateriale Deponerede mængder på byggegrund 

Grundmateriale Additiver Som støv Som byggeaffald 

Ialt 

kg kg kg 

Fåreuld Boraks 0,1 1,0 1,1 

Borsyre 0,1 1,0 1,1 

Mængde rent bor deponeret (700 m 2 ) 0,03 0,3 0,33 

Papir Boraks 0,2 2,4 2,6 

Borsyre 0,2 2,4 2,6 

Mængde rent bor deponeret (700 m 2 ) 0,07 0,7 0,77 

Sammenholdes tallene i tabel 7.3 med mængden af bor, som allerede findes i 

havens jord, medfører brugen af det fåreuldsbaserede isoleringsmateriale en 

forøgelse af jordens borindhold på 3,3 % og brugen af det papirbaserede isoleringsmateriale 

en forøgelse på 6,0 %. 

7.2.2 Fase 2: Brugen af isoleringsprodukterne 


Da både borsyre og boraks er flygtige stoffer, vil begge forbindelser med tiden 

fordampe fra isoleringsmaterialet. 

Til beregning af luftkoncentrationen af hhv. borsyre og boraks opstilles to scenarier 

under følgende antagelser. 

Generelle antagelser for begge scenarier: 

1. Det rum som betragtes i scenarierne er isoleret på alle 6 sider (4 vægge, 

gulv og loft). Alle flader af giver de samme mængde brandhæmmer pr. 

tidsenhed. 

2. Tyngdekraft og andre effekter negligeres, hvorved problemet kan formuleres 

som transport ind i rummet fra en væg med et areal, der er summen af 

sidernes (se fig. 7.1). 

3. I isoleringsmaterialet er der til stadighed en dampfase mættet med stoffet. 

Da der i isoleringshulrummet ikke sker nogen udskiftning af luft anses dette 

for et rimeligt skøn. 




Fluxen af stoffet gennem væggen kan udtrykke ved: 

Flux = kc (cs –c) 

4. Hvor: 

kc er forholdet mellem den effektive diffusionskoefficient (Deff) og væggens 

tykkelse (b) 

D /b 

kc eff = 

cs er koncentrationen i isoleringsmaterialet, dvs. koncentrationen i den 

mættede damp isoleringshulrummet. Denne koncentration udregnes som 

damptrykket divideret med produktet af gaskonstanten og den absolutte 

temperatur: 

P 

cs = 

RT 

c er koncentrationen i luften, der forlader rummet til en given tid. 

5. Der tages ikke højde for eventuel adsorption eller kemisk reaktion mellem 

stoffet og faste overflader, f.eks. plademateriale. 

6. Det antages der indtræder en stationær tilstand. 

7. Det antages at afdampningen kun sker i retning af beboelsesområdet. 

Scenarium 1: 

Det antages i dette scenarium, at der ikke er brugt dampspærre mellem isoleringsmaterialet 

og væggen ind mod beboelsesområdet. 

Scenarium 2: 

Det antages, at der er brugt dampspærre mellem isoleringsmaterialet og væggen 

ind mod beboelsesområdet. Da det ikke har være muligt at lokalisere litteratur 

værdier for diffusionskoefficienter for borsyre og boraks i plastik (dampspærre) 

antages det her at denne er 100 del af diffusionskoefficienten i vægmaterialet i 

scenarium 1. Væggen i dette scenarium antages, at kunne beskrives ved et materiale 

med en modstandsfaktor der er 100 gange større end modstandsfaktoren 

anvendt i scenarium 1.


c - Koncentrationen af boraks og borsyre i luften der 

forlader rummet (ppm) 

A - Det totale vægareal (m²) 

v - Luftskiftehastighed (m 3 /s) 

kc - Forholdet mellem mellem diffusionkoefficienten 

Deff og væggens tykkelse b (m/s) 

cs - Kocnentrationen af borsyre og boraks i isoleringsmaterialet 

(mættet damp). 

Figur 7.1: Skitse med angivelse af modelparametre. 

Den stationære massebalance kan under disse antager beskrives som: 

kc s 

× (c − c) × A = v × c 

(1) 

Udtryk (1) kan da omskrives til: 

k A 

c c 

⎛ c × 

= s × 

⎞ 

⎜ (kc 

A v) ⎟ (2) 

⎝ × + ⎠ 

eller: 

c 

c 

s 

kc 

× A 

= (3) 

(k × A + v) 

c 

Udtryk (3) beskriver da forholdet mellem koncentration i den mættede dampfase 

i isoleringsmaterialet og luften der forlader rummet. 

Et skøn over kc fås ved at vurdere Deff og bestemme tykkelsen af væggen b, 

som her sættes til 2 cm . 

Diffusionskoefficienten for både boraks og borsyre sættes her til 0,15 cm 2 /s. 

Diffusionskoefficienten varierer typisk omvendt med kvadratroden til molvægten 

og dermed meget lidt fra stof til stof. 




Tabel 7.4: Typiske modstandsfaktorer for 

bygningsmaterialer. 

Materiale Modstandsfaktor 

Teglsten 9 

Kalksten 8-9 

Slaggebeton 8-10 

Gasbeton 6 

Træuldsplader 2-3 

Under antagelse af at isoleringsmaterialet afskærmes fra beboelsesområdet af 

en gipsplade sættes modstandsfaktoren 7, hvilket svarer til en modstandsfaktor 

der i størrelsesorden ligger mellem kalksten og gasbeton (se Tabel 7.4). 

Deff for boraks og borsyre bliver da i scenarium 1 på 0,15 cm 2 /s/7 = 0,021 cm 2 /s 

og tilsvarende i scenarium 2 på 0,00021 cm 2 /s . 

kc kan da for begge stoffer i scenarium 1 beregnes til 0,00011m/s og tilsvarende 

i scenarium 2 0,0000011 m/s. 

Rummet, der betragtes, antages at være 4 meter langt og 3 meter bred, 2,5 meter 

højt, hvilket fører til et volumen (V) på 30 m 3 . Ved 10 luftskift pr. dag fås 

en luftskiftehastighed (v) på 3,510 -3 m 3 /s. Det totale vægareal (A) udregnes 

som summen af væg-, loft- og gulvareal til 59 m². 

Tabel 7.5: Forholdet mellem luftkoncentrationerne i den mættede luften der 

forlader rummet og den mættede dampfase i isoeringmaterilet, beregnet 

for scenarium 1 og 2 i ovenstående model. 

Scenarium 

kc v A V c/cs100 % 

m/s m 3 /s -1 

m² m 3 

1 0,00011 3,510 -3 59 30 65 

2 0,0000011 3,510 -3 59 30 0,7 1 

Ved anskuelse af de opstillede scenarier, ses det at beregningerne for scenarium 

2 er forbundet med betydelige usikkerheder, da det ikke har være muligt at fin- 

%


de litteraturværdier for modstandsfaktoren i dampspærrer. Den anvendte faktor 

vurderes til at være højere end den faktiske værdi. 

Af Tabel 7.5 ses det også, at de relativt høje koncentrationer af de evaluerede 

forbindelser uundgåeligt medfører at disse forbindelser med tiden forsvinder 

helt fra isoleringsmaterialet. Hastigheden, hvormed dette sker er som det fremgår 

af udtryk 3 afhængigt af cs og dermed af damptrykket. Der er som det 

fremgår af Tabel 4.1 fundet flere værdier for damptrykket af borsyre. 

Valget af damptryk der er udført efter flg. kriterier: 

Forsøg udført efter standarder (OECD, ISO el. lign. internationalt accepterede 

standarder). 

Mulig eftervisning af resultat(er). 

Sammenlignelighed med andre evaluerede referencer. 

På baggrund af de opstillede kriterier er det muligt at forkaste 3 af de fire værdier 

for borsyre damptryk. Det tilbageværende damptryk opfylder 2 og dermed 

flest af de anførte betingelser, da det dels har været muligt at eftervise dette ved 

beregninger udført på DTC og da mindst et andet damptryk (10 mm Hg) er af 

samme størrelsesordnen som det anvendte damptryk. 

Anvendelsen af dette damptryk vil medføre, at borsyre og boraksen forsvinder 

fra isoleringsmaterialet med relativ stor hastighed (af størrelsesordnen måneder). 

Der har såvidt vides ikke været udført undersøgelser (dog er estimater fra 

/38/ tilgængelige for cellulose baserede isoleringsmaterialer) på dette område, 

hvorved det ikke er muligt at udtale sig om dette rent faktisk er tilfældet. Det er 

valgt ikke at anvende damptrykket og andre resultater fra /38/, da det ikke har 

været muligt at eftervise den anvendte matematiske model. 

I de følgende worst-case beregninger fastholdes de opnåede resultat fra Tabel 

7.5. 

Som udgangspunkt for evalueringen af boraks og borsyre i denne fase vil det 

blive antaget, (ud fra /17/), at maksimalt 50% af den indåndede mængde af hhv. 

borsyre og boraks vil blive optaget gennem lungerne. 

Det vides fra /17/, at et voksent menneskes luftforbrug (Vr) er22m 3 /dag, og det 

antages her endvidere, at man dagligt opholder sig maksimalt 10 timer i bebyggelsen. 

For borsyre vil et damptryk ved 20C på1,94mmHg(p 

= 760 mm Hg), medfører 

en ligevægtsluftkoncentration (cs) af borsyre på 0,064 g/m 3 .For boraks vil 

et damptryk på 1,6 mm Hg ved 20C (p 

= 760 mm Hg), medfører en luftkoncentration 

af borsyre på 0,33 g/m 3 . 

Den optagede mængde borsyre eller boraks (OM) i mg/dag kan beregnes som: 




OM = c 

s 

× 

c 

c 

s 

f × Vr 

× t 

× 

24 timer/dag 

Hvor: 

cs - Ligevægtsluftkoncentrationen af borsyre eller boraks isoleringsmaterialet. 

c - Koncentrationen i luften der forlader rummet. 

f - Fraktionen af det indåndede borsyre eller boraks, som optages. Her 0,5. 

Vr - Volumen af luft der forbruges af en voksent menneske. Her 22 m 3 /dag. 

t - Opholdstiden i rummet. Her 10 timer. 

Tabel 7.6: De beregnede mængder af borsyre boraks og bor (beregnet ud fra de 

optagne mængder af borsyre og boraks) i hhv. scenarium 1 og 2 under 

de opstillede betingelser. 

Scenarium Stof 

cs c/cs Optaget 

mængde 

mg/m 3 

mg/dag mg/dag 

1 Borsyre 64 0,65 191 33 

Boraks 330 0,65 980 111 

Sum af optaget mængde bor scenarium 1 144 

2 Borsyre 64 0,01 2,9 0,5 

Boraks 330 0,01 151 17,1 

Sum af optaget mængde bor scenarium 2 17,6 

Ækvivalent 

mængde bor optaget 


I denne udredning menes brugsfasen af isoleringsmaterialet ikke at medføre 

nogen form for risiko for miljøet. De dampe, der måtte afgives ved afdampning 

af brandhæmmer og biocider overskygges af de mængder, der naturligt afgives 

fra f.eks. det marine miljø. På globalt plan skønnes det, at der fra det marine 

miljø afgives et sted mellem 800.000 og 4.000.000 tons bor om året /17/. På 

globalt plan skønnes det, at der i alt afgives et sted mellem 2.000.000 og 

7.200.000 tons bor til atmosfæren /17/. De væsentligste antropogene kilder til 

bor i atmosfæren menes at være kulfyrede kraftværker og afbrænding af afgrøder 

/17/.


7.2.3 Fase 3: Bortskaffelse af isoleringsprodukterne 

Som "worst case" vil i det evalueringen af fase 3 blive antaget, på trods af de i 

fase 2 anvendte høje værdier for damptrykkene, at der i løbet af brugsfasen ikke 

er sket en reduktion af biocid- og brandhæmmerindholdet i isoleringsmaterialerne. 


Ved nedrivningen af byggeriet, hvori det undersøgte isoleringsmateriale er blevet 

brugt, påregnes en kraftig støvudvikling. I modsætning til opsætningen må 

det formodes, at nedrivningen vil foregå i det åbne eller med bedre ventilation 

end opsætningen. Der påregnes derfor i dette scenarium ikke, at der opnås højere 

middelstøvniveauer under selve nedtagningen af isoleringsmaterialet end 

under opsætningen af dette. Som "worst case" antages det derfor, at mængderne 

af indåndede mængder biocid og brandhæmmer er de samme som under opførelsen 

og er repræsenteret i tabel 7.2. Det er dog tvivlsomt, om arbejdet i forbindelse 

med nedtagningen af isoleringsarbejdet indebærer påfølgende eksponeringer 

over for borholdigt støv med resulterende mulighed for ophobning af 

bor i kroppen hos isoleringsarbejderne. 


Miljøevalueringen af fase 3 er delt op i to dele. Den første del er evalueringen 

af selve nedtagningen, og anden del er evalueringen af bortskaffelsen og deponeringen 

af det brugte isoleringsmateriale. 

Nedtagningen af isoleringsmaterialet vurderes at forårsage deponering af de 

dobbelte mængder støv indeholdende biocid og brandhæmmer som opsætningen 

(1,0 %). Deponeringen i form af reelt byggeaffald på byggegrunden menes 

i fase 3 at udgøre det dobbelte af de mængder, der blev deponeret på grund af 

spild under opførelsen (10 %). 

Deponeringen forventes ikke at ville medføre afdampning af bor. Porevandet i 

jorden fungerer som "sink" for borsyren. Borsyren vil blive fanget af porevandet 

i jorden på vej op igennem jordmatricen og vaskes ud af jordsøjlen sammen 

med vandet. Det betyder, at det ikke længere kan afdampe. 

Tabel 7.6 Mængder af biocid og brandhæmmer tilført byggegrund under 

opførelse og indbygning af isoleringsmaterialerne i modelhuset. 




Isoleringsmateriale Deponerede mængder på byggegrund 

Grundmateriale Additiver Som støv Som byggeaffald 

Ialt 

kg kg kg 

Fåreuld Boraks 0,2 2,1 2,3 

Borsyre 0,2 2,1 2,3 

Mængde rent bor deponeret (700 m²) 0,06 0,60 0,66 

Papir Boraks 0,5 4,9 5,4 

Borsyre 0,5 4,9 5,4 

Mængde rent bor deponeret (700 m²) 0,14 1,4 1,5 

Under de samme antagelser som under fase 1 vil spild af isoleringsmaterialet 

dermed i nedrivningsfasen medføre en forøgelse af borindholdet på byggegrunden 

på 6,6 % ved anvendelse af det fåreulds-baserede isoleringsmateriale og 12 

% under anvendelse af det papirbaserede isoleringsmateriale. 

Fra producenternes side oplyses det, at bortskaffelsen af både det fåreuldsbaserede 

og papirbaserede isoleringsmateriale kan ske på 3 måder: 

Deponering på alm. losseplads (isoleringsmaterialerne er ikke klassificeret 

som farligt affald) 

Forbrænding 

Genanvendelse 

Ved genanvendelse menes ikke, at der sker nogen miljøbelastning ud over den, 

som er beskrevet ovenfor ved opførelsen og indbygningen af isoleringsmaterialer, 

der indeholder de undersøgte biocider og brandhæmmere. 

Ved forbrænding vil biociderne og brandhæmmerne enten opfanges ved røggasrensning 

eller undslippe til atmosfæren i form af boroxider eller som rent 

bor. 

Produktet fra røggasrensningen er enten et vådt eller et tørt affaldsprodukt. Det 

antages her, at det våde affaldsprodukt fra røggasrensningen udledes direkte til 

en marin recipient, og at de mængder af bor, der måtte være til stede i dette, 

ikke udgør nogen fare for det marine miljø, idet borkoncentrationerne i det marine 

miljø i forvejen er høje (middel global oceankoncentration af bor 4,5 mg/l


/17/). Det tørre affaldsprodukt deponeres på restproduktdeponier evt. med forudgående 

stabilisering. Perkolatet fra deponier, hvor ikke-stabiliseret affaldsprodukter 

opsamles overføres til offentlige renseanlæg. Restproduktet fra stabiliseringen 

overføres også til offentlige renseanlæg. Evalueringen af perkolat 

og restproduktet fra stabiliseringen af det tørre affaldsprodukt fra røggasrensningen, 

antages her at være identisk med evalueringen af almindeligt lossepladsperkolat 

(se nedenfor). 

Deponeringen på alm. losseplads vil på samme vis som deponeringen af restprodukter 

fra forbrændingsanlæg medføre dannelse af et borholdigt perkolat 

som videreføres til renseanlæg. 

Det antages her, at deponeringen af isoleringsmaterialet sker på en traditionel 

losseplads med perkolatopsamling og med en gennemsnitlig størrelse på 5 ha 

(50.000 m 2 ). Yderligere antages det, at den danske overskudsnedbør udgør 200 

mm/år, og at alle biocider og brandhæmmere vil være udvasket fra det deponerede 

isoleringsmateriale på 1 år. Det antages også her, at mængderne af biocider 

og brandhæmmere i isoleringsmaterialet ikke har ændret sig i forhold til det 

oprindelige produkt. Under disse antagelser vil deponeringen af byggeaffaldet 

(100 % af den oprindelige mængde isoleringsmateriale) fra et enfamilieshus 

(modelhus isoleret med fåreuldsbaseret eller papirbaseret isoleringsmateriale) 

medføre dannelsen af 11.000 m 3 perkolat indeholdende borsyre og boraks i 

koncentrationer, som anført i tabel 7.7. 

Da de tilgængelige økotoksikologiske data er stofspecifikke vil evalueringen af 

brandhæmmerne også være stofspecifik. 

Ud fra de tilgængelige økotoksikologiske data vurderes det, at den mest følsomme 

art for borakseksponering er regnbue ørred (Onchorhynchus mykiss) for 

hvilken, der er bestemt en LC50 på 27 mg/l ved længerevarende eksponering. 

Bestemmelsen af Predicted No Effect Concentration (PNEC) ud fra gældende 

regler indebærer brug af en sikkerhedsfaktor på 100. PNEC vil da være 0,27 

mg/l. Den mest følsomme art for borsyreeksponering er Ictalurus punctatus, 

hvor der er fundet en LC50 på 22 mg/l ved længerevarende eksponering. PNEC 

for borsyre beregnes da til 0,22 mg/l under samme betingelser som for boraks. 

På baggrund af en analyse af 277 renseanlæg er den gennemsnitlige størrelse af 

danske renseanlæg beregnet til 27.500 P.E. (personækvivalenter). Idet 1 P.E. 

udledt vand, ud fra samme data på renseanlæg for 1997, anslås til 69,5 m 3 /år, er 

det beregnet, at et anlæg af gennemsnitlig størrelse udleder 1,9 mill. m 3 renset 

spildevand/år. 

I tabel 7.7 fremgår endvidere hazardkvotienten (HQ), der er forholdet mellem 

Predicted Environmental Concentration (PEC) og PNEC (HQ = PEC/PNEC), 

ved deponering af 1 hus. PEC beregnes ud fra en fortyndingsfaktor i renseanlægget 

på 174 og en faktor 22 ved udledning til den primære recipient. Ud fra 

hazardkvotienten kan antallet af huse, der årligt kan deponeres på lossepladsen, 

uden at HQ overstiger 1, beregnes. På denne vis klarlægges antallet af huse der 

kan deponeres på en losseplads uden at dette medfører nogen risiko for miljøet. 




Tabel 7.7 Forventede koncentrationer i perkolat og primær recipient ved 

deponering af 1 hus på under de anførte betingelser. Antallet af 

huse der kan deponeres på lossepladsen når risikokvotienten for 

den primære recipient holdes under 1 

Isoleringsmateriale Koncentrationer HQ -1 

Grundmateriale Additiver I perkolat I primær recipient 

(PEC) 

Antal huse 

mg/l mg/l - 

Fåreuld Boraks 1,78 0,00046 587 

Borsyre 1,78 0,00046 478 

Papir Boraks 3,59 0,00094 287 

Borsyre 3,59 0,00094 234


8 Miljø- og sundhedsvurdering 

Borsyre og boraks er endnu ikke officielt vurderede og klassificerede med hensyn 

til miljø og sundhedseffekter. Det er derfor ikke muligt at foretage vurdering 

efter f.eks. UMIP modellen. Der må derfor foretages en vurdering af risiko 

for spredning i miljøet, risiko for eksponering i arbejdsmiljøet og under brug, 

de potentielle mængder der spredes og de effekter stofferne har. 

Til evaluering af de beregnede indtag af boraks og borsyre (arbejdsmiljø og 

brug) må et passende Tolerabelt Dagligt Indtag (TDI) eller No-Observed- 

Adversed-Effect-Level (NOAEL) findes. 

TDI for bor angives i /17/ til 0,4 mg/kg lgv beregnet ud fra studier af fosterudviklingen 

hos mus, der blev fodret med borsyreholdigt foder. Som usikkerhedsfaktor 

til denne beregning bruger WHO 10 0,5 som usikkerhedsfaktoren for ekstrapolationen 

mellem mus og menneske (interspecie) og 10 0,9 som usikkerhedsfaktor 

på variationen mellem individerne inden for den enkelte art (intraspecie). 

På denne vis opnås en samlet usikkerhedsfaktor på 25. 

Til brug for fastsættelse af Guideline values for indhold af bor i drikkevand har 

WHO været mere konservative og anvendt en usikkerhedsfaktor på 60 /18/. 

I denne evaluering er det valgt at gøre brug af den TDI som er beregnet i /17/, 

men det skal samtidig påpeges, at der er anvendt en lav usikkerhedsfaktor ved 

beregningerne. 


isoleringsmaterialerne 

8.1.1 Sundhedsevaluering 

De indtag som arbejdet i forbindelse med opførelsen og indbygningen af isoleringsmaterialerne 

medfører for isoleringsarbejderne ligger umiddelbart ikke 

over TDI (se afsnit 7.2.1). 

Under antagelse af at en gennemsnitsarbejder vejer 80 kg, vil dette indtag af 

bor udgøre 4,0 % af TDI for arbejdet med det fåreuldsbaserede isoleringsmateriale 

og for det papirbaserede vil indtaget udgøre 3,4 % af TDI. 




Det skal dog holdes in mente, at kontinuert arbejde med borsyre/boraks imprægnerede 

isoleringsmaterialer kan medføre ophobning af bor i kroppen, 

hvorved kritiske niveauer af bor med rimelig sandsynlighed kan opnås. 

8.1.2 Miljøevaluering 

Indbygningen og opførelsen af byggerier med de undersøgte isoleringsmaterialer 

menes ikke at udgøre nogen risiko for miljøet, da jordens borindhold som 

sagt "kun" øges med 3.3 % eller 6.0 % afhængigt af isoleringsmaterialets sammensætning, 

og da der er tale om en enkeltstående hændelse. 

Mobiliteten af de mængder bor, som deponeres på byggegrunden afhænger af 

flere faktorer. De mest betydningsfulde faktorer for mobiliteten af borforbindelserne 

er jordens indhold af amorft aluminiumoxid, forekomsten af organiske 

forbindelser, der kan danne komplekser med borforbindelserne, og endeligt 

jordvandets ionstyrke /17/. 

Det kan ikke udelukkes, at de deponerede borforbindelser kan udvaskes, da disse 

kan være mere mobile end de borforbindelser, der allerede forefindes i jorden. 

En højere mobilitet åbner muligheden for, at de deponerede borforbindelser 

kan nå grundvandet under byggegrunden og derved kan komme til at udgøre 

en sundhedsrisiko. 

8.2 Fase 2 Brugen af isoleringsmaterialerne 


Idet det her antages, at gennemsnitspersonen, der opholder sig i bebyggelsen 

vejer 70 kg, vil TDI for bor udgøre 28 mg/dag, hvilket svarer til, at TDI under 

de gældende antagelser i scenarium 1 overskrides ca. 5,1 gange og i scenarium 

2 er forholdet mellem den optagede mængde og TDI 0,62. Det skal ved evalueringen 

af fase 1 erindres, at det benyttede damptryk for boraks er forbundet 

med usikkerheder, ligesom optagelsen af det indåndede bor er estimeret på et 

meget begrænset datagrundlag. Endvidere bør det erindres at den høje modstandsfaktor 

anvendt for dampspærrer ikke er en litteratur værdi, men udelukkende 

et skøn. 

8.3 Fase 3 Bortskaffelse af isoleringsprodukterne 


Sundhedsevalueringen af selve nedtagningen regnes her identisk med opsætningen 

(se afsnit 8.1.1). 

8.3.2 Miljøevaluering 

De beregnede mængder bor, der deponeres på grunden i form af støv og bygge 

affald som følge af nedrivningen, se tabel 7.6, menes ikke, at udgøre nogen


umiddelbar fare for miljøet. Borforbindelserne, der deponeres på byggegrunden 

i fase 3, kan dog på under de samme betingelser, som beskrevet for de under 

fase 1 deponerede borforbindelser, muligvis nå grundvandet. 

En vurdering af mængden af byggeaffald fra huse isoleret med boraks/borsyreholdige 

isoleringsmaterialer, der årligt kan deponeres på en gennemsnitlig losseplads 

har ikke været mulig, da det er meget usikkert, hvor mange huse isoleret 

med de undersøgte materialer, der vil blive deponeret på en sådan losseplads. 

Den beregnede miljøeksponering, forbundet med deponering (tabel 7.7) viser 

dog, at belastningen vil være relativt større fra papirisolerede huse end fra fåreuldsisolerede 

huse. Det skønnes dog at være ret usandsynligt, at der skulle 

være en årlig deponering af så stort et antal huse, som angivet i tabel 7.7, på en 

enkelt losseplads. 




9 Vurdering og rangordning af 

flammehæmmere og biocider 

Opsummeringen af resultaterne for modelberegningerne og evalueringen er vist 

i Tabel 9.1STYLEREFSEQARABERTAL 

Evalueringen af stofferne miljø- og sundhedsegenskaber repræsenteret i Tabel 

9.1STYLEREFSEQARABERTAL er foretaget ud fra nedenstående gradueringsnøgle. 

Niveau Graduering af miljø- og sundhedseffekter 

1 De udførte beregninger og evalueringer viser, at det pågældende stof i den angivne 

fase/evaluering ikke giver anledning til bekymring 

2 Beregninger og evaluering viser, at det ikke kan udelukkes, at det pågældende 

stof i den angivne fase/evaluering kan være til fare for mennesker og/eller miljø. 

3 På baggrund af de udførte beregninger og evalueringer konkluderes det, at stoffet 

i den pågældende fase/evaluering er til fare for mennesker og/eller miljø. 

Evaluering af stoffernes funktion og tekniske egenskaber er kun foretaget for 

brugsfasen, idet det er denne fase der er relevant med hensyn til stoffernes 

funktion. Evalueringen i tabel 9.1 er foretaget ud fra følgende gradueringsnøgle: 

Niveau Graduering af funktion og tekniske egenskaber 

1 Dokumentationen for stoffernes funktion og tekniske egenskaber viser, at de 

har den ønskede effekt 

2 Evaluering af dokumentationen viser, at der er tvivl om stoffet har den ønskede 

effekt 

3 Evaluering af dokumentationen for funktion og tekniske egenskaber viser, at 

stofferne ikke har den ønskede effekt


Tabel 9.1STYLEREFSEQARABERTAL Opsummering af modelberegninger 

og evaluering for brandhæmmere og biocider. 

Scenarium 

I II III 

Opførelse Brug Bortskaffelse 

Human Miljø Human Miljø Brand Mikroorg. 

Human 

Boraks Fåreuld 2 2 3 1 1 2 1 2 

Papir 2 2 3 1 1 2 1 2 

Borsyre Fåreuld 2 2 3 1 1 2 1 2 

Aluminiumhydroxid 

Ammoniumfosfat 

Papir 2 2 3 1 1 2 1 2 

Fåreuld 1 1 1 1 1 2 1 1 

Papir 1 1 1 1 1 2 1 1 

Fåreuld 1 1 1 1 1 2 1 1 

Papir 1 1 1 1 1 2 1 1 

Hør 1 1 1 1 1 2 1 1 

Miljø 

Gradueringen af borsyre og boraks i de tre faser er for miljø og sundhed sket ud 

fra de efterfølgende vurderinger. 

Ved evalueringen af miljø- og sundhedseffekter er det ikke muligt at adskille 

risikoen ved de to stoffer og placere risikomomenter hos enten boraks eller borsyre. 

Gradueringen af de to stoffer i alle scenarier vil derfor være identiske. 

Fase 1, opførelse: 

Det kan ikke udelukkes at kontinuerte eksponeringer overfor støv, der 

indeholder de to borforbindelser, kan lede til ophobning i kroppen, 

hvorved kritiske niveauer kan nås. Det kan på samme vis ikke udelukkes, 

at det på byggegrunden deponerede byggeaffald kan afgive mobile 

borforbindelser, der kan nå grundvandet. Sundhedsevalueringen og 

miljøevalueringen vurderes ikke klart at udelukke faremomenter for 

mennesker og miljø, men viser heller ikke entydigt, at scenarium 1 på 

ingen måder udgør nogen risiko. Gradueringen af dette scenarium for 

både sundhedsdelen og miljødelen må derfor i henhold til ovenstående 

gradueringsnøgle være 2. 




Fase 2, brug: 

De udførte beregninger viser at dette scenarium udgør en risiko for beboerne 

af den bebyggelse, som er isoleret med de undersøgte isoleringsmaterialer. 

Gradueringen af sundhedsdelen af fase 2 må derfor 

være 3. Miljødelen af samme fase menes ikke at repræsentere et risikomoment 

for miljøet ved sammenhold af den naturlige emission af 

borholdige forbindelser til miljøet. Gradueringen af miljødelen af fase 2 

må derfor være 1. 

Fase 3, bortskaffelse: 

Det vurderes, at det ikke er muligt at opnå samme støvbelastninger af 

arbejderne under nedtagningen af isoleringsmaterialet som under opførelsen 

og indbygningen, idet det i denne udredning påregnes, at nedtagningen 

vil ske under bedre ventilation eller i det fri. Gradueringen af 

denne del af fase 3 er da i henhold til gradueringsnøglen 1. Miljødelens 

graduering er udelukkende baseret på det deponerede byggeaffald på 

byggegrunden (se fase 1), da de senere trin i bortskaffelsen af isoleringsmaterialet 

på baggrund af beregningerne ikke kan forbindes med 

nogen risikomomenter. 

Borsyre og boraks funktion og tekniske egenskaber er kun relevante for brugsfasen. 

Den mikrobielt hæmmende effekt er ikke dokumenteret for isoleringsmaterialet 

og der er tegn på, at saltene kan vandre/diffundere ud af materialet. 

Derfor får denne effekt en graduering 2. Stoffernes brandhæmmende effekt er 

dokumenteret, hvilket betyder, at gradueringen er 1. Omvendt kan det dog diskuteres, 

om det er tilstrækkeligt dokumenteret, at stofferne bliver i materialet i 

brugsfasen. 

Aluminiumhydroxid og ammoniumhydroxid fra isoleringsmaterialerne vurderes 

ikke at være årsag til miljømæssige bekymringer i nogen af faserne. Stofferne 

får derfor scoren 1. Stoffernes sundhedsegenskaber vurderes ikke at give 

årsag til bekymringer i de aktuelle faser,. Stofferne får derfor scoren 1. Stoffernes 

tekniske egenskaber med hensyn til brand er dokumenteret men ikke med 

hensyn til mikrobiel hæmmende effekt.


10 Generel model for miljø- og 

sundhedsvurdering 

Forudsat de nødvendige data er til stede vil den anvendte metode kunne overføres 

til evaluering af andre flammehæmmere og biocider. Metoden vil også kunne 

anvendes til evaluering af andre kemiske stoffer i byggematerialer med hensyn 

til deres effekter på miljø og sundhed. I denne model er der kun taget hensyn 

til økotoksikologiske effekter, når de gælder effekter på miljøet. Andre 

miljøeffekter vil dog kunne inddrages efter samme princip. 

Modellen fokuserer på de tre faser opførelse, brug og bortskaffelse. De faser 

der ligger forud vil imidlertid også kunne inddrages efter samme princip, hvis 

data kan tilvejebringes eller estimeres. Den valgte model tager højde for, at 

mange stoffer ikke er vurderet og klassificeret i dag, dvs. de findes ikke på officielle 

lister. Meget få stoffer er vurderet med hensyn til effekt på miljøet og 

dermed fået en klassificering. 

I dette projekt, har der kun været få data tilgængelige for eksponeringen. Hvis 

der er flere data tilgængelige omkring eksponeringsforhold i de tre faser: opførelse, 

brug og bortskaffelse, vil det gøre processen lettere at komme igennem. 

Alternativt må der opstilles andre kriterier for evaluering. 

De overordnede trin i evalueringen af stoffernes miljø- og sundhedsmæssige 

effekter kan resummeres til følgende: 

Dataindsamling 

Opgørelse 

Vurdering 

Rangordning 

Dataindsamling indeholder som minimum følgende elementer for det enkelte 

stof: 

stoffets CAS nr. 

stoffets funktion 




stoffets sumformel 

data for fysisk/kemiske egenskaber som molekylvægt, smeltepunkt, kogepunkt, 

damptryk, opløselighed i vand, densitet, Log Pow 

humantoksikologiske data for stoffet 

økotoksikologiske data for stoffet 

data for funktion og tekniske egenskaber 

Opgørelsen vedrører eksponeringen og indeholder følgende elementer: 

indsamling af data for eksponering i de enkelte faser 

eksponeringsscenarier for relevante faser 

eksakte beregninger eller modelberegninger af worst case scenarier 

Hvis der ikke findes data til at gennemføre beregningerne, kan der eventuelt 

anvendes alternative modeller for eksponering, jf. nedenstående. 

Vurdering indeholder evaluering af eksponeringsniveau og effektniveau, dvs. 

elementerne 

worst case scenarier relateres til Tolerabelt Dagligt Indtag (TDI) eller No 

Observed Adversed Effect Level (NOAEL) 

evaluering af miljøeffekter 

evaluering af sundhedseffekter 

Evalueringen kan inddeles i 3 niveauer: lav, middel og høj. Evalueringen af 

miljøeffekter kan baseres på følgende: 

1 Lav miljøeffekt: 1/100 LC50 for de mest følsomme arter 

2 Middel miljøeffekt: 1/100 - 1/10 LC50 for de mest følsomme arter 

3 Høj miljøeffekt: > 1/10 LC50 for de mest følsomme arter 

Effekterne sammenholdes med sandsynligheden for udslip til miljøet og 

mængden, der spredes. Det sker efter formlen 

HQ = PEC/PNEC, hvor 

HQ er hazardkvotient 

PEC er Predicted Environmental Concentration 

PNEC er Predicted No Effect Concentration


Hvis HQ er større end 1 er der en risiko for miljøeffekter efter niveauerne 1, 2 

eller 3, baseret på ovenstående. 

Evalueringen af sundhedseffekter kan på samme vis inddeles i 3 niveauer, hvor 

det daglige indtag (DI) beregnes i forhold til et tolerabelt dagligt indtag (TDI): 

1 Lav sundhedseffekt: DI 0,01 TDI for stoffet 

2 Middel sundhedseffekt: 0,01 TDI < DI 0,1TDI for stoffet 

3 Høj sundhedseffekt: DI > 0,1 TDI for stoffet 

Rangordning indeholder elementerne: 

graduering af miljø- og sundhedseffekter 

graduering af funktion og tekniske egenskaber 

Graduering kan udføres efter gradueringsnøgler, som anvendt i afsnit 9. 

Forslag til graduering af miljø- og sundhedseffekter: 

Niveau Graduering af miljø- og sundhedseffekter 

1 De udførte beregninger og evalueringer viser, at det pågældende stof i den 

angivne fase/evaluering ikke giver anledning til bekymring 

2 Beregninger og evaluering viser, at det ikke kan udelukkes, at det pågældende 

stof i den angivne fase/evaluering kan være til fare for mennesker og/eller 

miljø. 

3 På baggrund af de udførte beregninger og evalueringer konkluderes det, at 

stoffet i den pågældende fase/evaluering er til fare for mennesker og/eller 

miljø. 

Hvis der ønskes en større spredning mellem tallene, kan der f.eks. anvendes en 

scoringsnøgle som vist i afsnit 10.1, der opererer med scoring 0 og 4, der sum 




Forslag til graduering af funktion og tekniske egenskaber: 

Niveau Graduering af funktion og tekniske egenskaber 

1 Dokumentationen for stoffernes funktion og tekniske egenskaber viser, at de 

har den ønskede effekt 

2 Evaluering af dokumentationen viser, at der er tvivl om stoffet har den ønskede 

effekt 

3 Evaluering af dokumentationen for funktion og tekniske egenskaber viser, at 

stofferne ikke har den ønskede effekt 

Ved sammenstilling af resultaterne for en gruppe af stoffer, kan der eventuelt 

ske en sammenlægning af niveauerne for den enkelte parameter, for at få et 

samlet overblik over stoffernes indbyrdes placering. 

Gennemførelse af trinene i metoden forudsætter, at det er muligt at fremskaffe 

de nødvendige data. Det gælder også med hensyn til stoffets funktion og tekniske 

egenskaber. Hvis disse egenskaber er dokumenterede for alle stoffer, kan 

gradueringen inddeles på anden vis, så der kan optimeres med hensyn til stoffernes 

funktion og tekniske egenskaber sammenholdt med de miljø- og sundhedsmæssige 

effekter. 

10.1 Andre modeller 

I de situationer, hvor stoffet evt. er vurderet og klassificeret eller er på listen 

over uønskede stoffer vi UMIP modellen /39/ eller lignede modeller kunne anvendes. 

Stofferne kan evalueres ved tildeling af en score for forventet emission 

(ja=4, nej=0) og scoren for mærkning med R-sætninger i forhold til økotoksicitet 

(mærket=4, ikke mærket=0). Scoren lægges sammen og kan antage værdien 

0, 4 eller 8. På samme måde kan evaluering af sundhedseffekter foretages 

afhængigt af stoffets klassificering. 

UMIP metoden forudsætter dog også , at der foreligger en opgørelse af stoffernes 

opførsel i miljøet. Modellen er under revision, så der kan forventes nye 

metoder til evaluering af miljø- og sundhedseffekter indenfor en overskuelig 

fremtid.


11 Konklusion 

For en del områder er dokumentationen mangelfuld for de aktuelle stoffer. 

Stofferne er endnu ikke officielt vurderede og klassificerede. For borsyrens 

vedkommende afventes EU's afgørelse af om stoffet skal klassificeres som reproduktions 

toksisk. Der savnes dokumentation for om stofferne har en mikrobielt 

hæmmende effekt i isoleringsmaterialerne. Der gælder også med hensyn 

til afgasning/afdampning af stofferne, når materialet er installeret. 

De eksisterende data og de gennemførte beregninger tyder på en afgasning/ afdampning 

af borsyre i brugsfasen samt en risiko for vandring eller diffusion af 

stoffet over i andre materialer. 

Beregningerne af afdampning i brugsfasen tyder på, at der i værste fald kan opnås 

udsættelse for borsyre, så det på længere sigt er forbundet med sundhedsmæssige 

risici. Beregningerne er baseret på data for borsyres damptryk, som 

har en vis usikkerhed. Andre kilder /38/ viser et noget lavere damptryk og en 

væsentlig længere afdampningstid. 

Efter afslutning af dette projekt er der foretaget undersøgelser i eksisterende 

huse isoleret med isoleringsmateriale fremstillet af papir og imprægneret med 

borsyre. Undersøgelserne har ikke afsløret forekomst af borsyre i indeluften. 

Der er dog ikke fundet undersøgelser, der har vurderet restniveauet af borsyre i 

isoleringsmaterialerne over tid. 

Konklusionen med hensyn til borsyre er på basis af de gennemførte beregninger 

og scenarier, at det vil være hensigtsmæssigt at finde et alternativ til borsyre 

eller reducere de anvendte mængder, så risikoen for sundhedseffekter reduceres. 

For de øvrige stoffer, der indgår i materialerne er der ikke tale om nogen betydende 

risiko for sundhedseffekter. 

Ved eventuel substitution af borsyre med andre stoffer anbefales det, ud over 

undersøgelse af stoffernes miljø- og sundhedseffekter også at undersøge stoffets 

effektivitet i forhold til den ønskede funktion og de tekniske egenskaber. 

Herudover anbefales det, at vurdere om stofferne diffunderer ud af materialet, 

afdamper fra materialet eller om det er bundet i materialet. 




Det vurderes, at den gennemførte metode til vurdering og rangordning kan 

overføres til andre flammehæmmere og biocider samt eventuelt også til andre 

kemiske stoffer i byggematerialer. Det gælder specielt for stoffer som ikke er 

officielt vurderede og klassificerede.


12 Referencer 

/1/ Heidi K. Stranddorf et al: Thermal insulation products for walls and roofs. 

Impact assessment and criteria for eco-labelling. dK-TEKNIK, 1995 

/2/ HBC Byggekomponenter. Diverse informationer om produkter og 

brochurer 

/3/ Borry Henriksen Aps. Diverse informationer om produkter og brochurer 

/4/ Miljøisolering. Diverse informationer om produkter og brochurer 

/5/ Isodan. Diverse informationer om produkter og brochurer 

/6/ Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. Miljø- og Energiministeriets 

bekendtgørelse nr. 829 af 6. november 1997 

/7/ Samtale med Miljøstyrelsen vedrørende regulering af borsyre. Juli og december, 

1998 

/8/ Grænseværdier for stoffer og materialer. At-anvisning Nr. 3.1.0.2. December 

1996 

/9/ Bygningsreglement 1995. Bygge- og Boligstyrelsen, 1. april 1995 

/10/ Bygningsreglement for småhuse 1998. By- og Boligministeriet, september 

1998 

/11/ N.O. Breum et al: Eksponering for støv og mikroorganismer på papir- og 

postsorteringsanlæg. Rapport nr. 15. Sikkerhed og sundhed ved affald og 

genanvendelse. AMI, 1997 

/12/ Anne Abildgaard, Annelise Larsen et al: Mug- og skimmelhindrende malebehandlinger 

til overflader i byggeriet. DTI, 1993 

/13/ Weast R.C., Astle J.M. and Beyer W.H. CRC Handbook of Chemistry and 

Physics. CRC Press Inc Florida, 1984 

/14/ European Commission IUCLID, 1996 




/15/ Bodek I., Lyman W.J., Reehl W.F. and Rosenblatt D.H. Environmental 

Inorganic Chemistry. Pergamon Press USA, 1988 

/16/ MSDS fra Skylighter Inc. Tilgængelig via internettet på: 

http://www.skylighter.com/msds/boric_acid.txt, 1986 

/17/ Smallwood, C. IPCS Environmental Health Criteria 204 - Boron. World 

Health Organization, Geneva,1998 

/18/ Guidelines for drinking-water quality. 2 nd ed. Addendum to Volume 1. 

Recommendations. Geneva: World Health Organization, 1998 

/19/ ECETOC Technical Report No. 63. Reproductive and General Toxicology 

of some Inorganic Borates and Risks Assessment for Human Beings. 

Brussels: European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemi 

cals, 1995 

/20/ Gosselin RE, Smith RP, Hodge HC. Clinical Toxicology of Commercial 

Products. 5th ed. Baltimore: Williams & Wilkins, 1984 

/21/ Garabrant DH, Bernstein L, Peters JM, Smith TJ, & Wright WE. Respiratory 

effects of borax dust. Br J Ind Med 1985; 42:831-837, 1985 

/22/ Sayli BS, Tüccar E, & Elhan AH. An Assessment of Fertility in Boronexposed 

Turkish Subpopulations. Reproductive Toxicology 1998; 12(3); 

297-304 

/23/ U.S. Environmental Protection Agency. Ecological Toxicity Database. 

Aquatic Toxicity Effect Data, 1998 

/24/ Undersökning av arbete med celluosesafiber som isoleringmaterial. KTH, 

1998 

/25/ Asman, W.A.H. og Jensen, P.K. Havforskning fra Miljøstyrelsen - 

Processer for Våddeposition, 1992 

/26/ European Commission: Technical Guidance Document in Support of 

Commision Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified 

Substances and Commision Regulation (EC) No 1488/94 on Risk Assessment 

for Exisiting Substances. Part II, 1996 

/27/ Human health hazard assessments of some flame retardants - The flame 

retardant project. Kemikalieinspektionen, Sverige, 1995 

/28/ European Commision - European Collaborative Action - Indoor Air 

Quality & It's Impact on Man. Report No 18 Evaluation of VOC Emissi 

ons from Building Products. Solid Flooring Material, 1997.


/29/ Hannu Viitanen: Preservative Effect of Cellulose Insulation Material 

against some Mould Fungi and Brown rot Fungus Coniopohora Puteana in 

Pine Sapwood. Technical Research Center of Finland (VTT), 1991 

/30/ Toxicological Profile for Aluminium. Draft for Public Comment. Atlanta: 

U.S. Department of Health & Human Services. Public Health Service. 

Agency for Toxic Substances and Disease Registry, 1998 

/31/ Habs H, Simon B, Thiedemann KU and Howe P. IPCS Environmental 

Health Criteria 194. Aluminium. Geneva: WHO, 1997 

/32/ Guidelines for drinking-water quality. 2 nd ed. Volume 2. Health criteria 

and other supporting information. Geneva: World Health Organization, 

1996 

/33/ Registry of Toxic Effects of Chemical Substances (RTECS). National Institute 

for Occupational Safety and Health, USA. Latest version CD-ROM/ 

CHEMBANK or online 

/34/ Hazardous Substances Data Bank (HSDB). National Library of Medicine 

(NLM), USA. Latest version CD-ROM/CHEMBANK or online 

/35/ American Chemical Society (1998). CA Search. On-linesøgning. 

/36/ DIPPR (1999): Design Institute for Physical Properties Data (DIPPR®) 

Project No. 801 (Evaluated Process Design Data). Brigham Young University. 

/37/ Yaws, Carl L. Chemical Properties Handbook. McGraw Hill, 1999, p. 159 

/38/ Chiou, N. and Yarbrough, D.W. (1990): Permanency og Boric Acid used 

as fire retardant in Cellulosic Insulation. Energy and Building, vol. 14 pp 

351-361. 

/39/ UMIP. Udvikling af miljøvenlige industriprodukter. Instituttet for Produktudvikling. 

DTU, Miljøstyrelsen og Dansk Industri, 1996 




Bilag 1. Forklaring af forkortelser for 

økotoksikologiske effekter 

Forkortelse Betydning 

MOR Mortality 

PSE Photosynthesis 

GRO Growth 

IMM Immobilization 

REP Reproduction 

OXC Oxygen consumption 

PGR Population growth 

P.E. Personækvivalent 

LOAEL Lowest observed adverse effect level 

NOEL No observed effect level 

NOAEL No observed adverse effect level 

HQ Hazardkvotient 

PEC Predicted Environmental Concentration 

PNEC Predicted No Effect Concentration


Bilag 2. Detaljerede data for borsyre og boraks 

Borsyre og boraks 

Borsyre og boraters toksikologiske egenskaber er vurderet i flere internationale 

rapporter og gennemgangen vil derfor tage udgangspunkt i disse. I det følgende 

opsummeres borsyres og boraks toksikologiske egenskaber. 

Borsyre er en meget svag syre med pKa på 9,15. I vandige opløsninger ved pH 

under 7 findes borsyre og boraks derfor fortrinsvis som udissocieret borsyre 

[B(OH)3]. Ved pH-værdier mellem 6 og 11 og ved høje koncentrationer (> 

0,025 mol/l) dannes vandopløselige polyborationer, mens metaborat-anionen 

B(OH)4 - dominerer ved pH-værdier over 10 /IPCS/. 

De kemiske og toksikologiske egenskaber af borsyre og boraks (og i øvrigt andre 

borater) anses for at være ens ved lige store bormængder (mol bor) ved opløsning 

i vand eller biologiske væsker ved samme pH pr. liter og i lave koncentrationer. 

I den følgende gennemgang vil der derfor ikke blive skelnet mellem 

effekter forårsaget af borsyre og boraks og alle doser/koncentrationer vil 

blive relateret til bormængden. Ved beregningerne vil følgende omregningsfaktorer 

blive anvendt: 

dosis borsyre x 0,175 = dosis bor 

dosis boraks x 0,113 = dosis bor. 


Optagelse (absorption) 

Borsyre og boraks er vandopløselige og mange undersøgelser i mennesker og 

forsøgsdyr har vist, at borsyre og boraks hurtigt optages gennem slimhinderne 

ved indtagelse og indånding. Stofferne optages kun i mindre grad gennem intakt 

hud, mens optagelse gennem beskadiget hud er betydelig og kan medføre 

en forgiftning. Bor optages i organismen - der er set forhøjede borniveauer i 

blod, væv og urin og systemiske toksiske effekter hos individer, der har været 

udsat for bor. 

Oral indgift (gennem munden) af bor, typisk i form af borsyre, til mennesker, 

rotter, kaniner, får og kvæg medførte hurtig og næsten fuldstændig optagelse 

fra mave-tarmkanalen, og mere end 90% af den indgivne dosis kunne genfindes 

i urinen. Hos forsøgspersoner, der indtog borsyre svarende til 131 mg bor, blev 

94% af det indgivne bor, udskilt i urinen inden for 96 timer. Ved inhalation af 

boraks i koncentrationer på 3,3-18 mg/m 3 (0,37-2,03 mg bor/m 3 )erdersetforhøjede 

borniveauer i humant blod og urin. Ved dermal eksponering (via huden) 

af intakt hud hos mennesker (inklusiv spædbørn), rotter og kaniner sker 

der praktisk taget ingen optagelse af bor, hvorimod der kan forekomme betydelig 

optagelse af bor gennem beskadiget hud /IPCS/. 

Fordeling (distribution) 

Borsyre fordeles jævnt i organismen. I en undersøgelse, hvor rotter dagligt fik 




9000 mg borsyre/kg foder (ca. 94 mg bor/kg lgv) i op til 7 dage, var bor tilstede 

i alle væv og organer. I de fleste væv opnåedes et steady-state borniveau på 

12-30 mg bor/kg væv i løbet af 3-4 dage. I fedtvæv ophobedes væsentlig lavere 

mængder bor, nemlig kun ca. 20% af mængden i andre væv (3,74 mg bor/kg 

væv). Derimod blev en væsentlig større ophobning af bor set i knoglerne (47,4 

mg/kg) og borniveauet i knoglerne var stigende gennem de 7 dages forsøg. Et 

andet forsøg over 9 uger viste dosisrelateret forhøjelse af borniveauet i knoglerne, 

som kun langsomt faldt efter ophør af eksponeringen. Ophobning af bor 

er også vist i mennesker. Generelt stiger borniveauet i blod ved indgift af stigende 

orale doser både hos mennesker og rotter. Der er god overensstemmelse 

mellem borniveauer i blod hos rotter og mennesker ved indgift af doser på 0,01 

til 100 mg bor/kg lgv pr. dag /IPCS/. 

Omsætning (metabolisme) 

Uorganiske borforbindelser omsættes ikke i biologiske systemer, da nedbrydning 

af bor-ilt bindingen er meget energikrævende. Ved lave koncentrationer 

omdannes uorganiske borater til borsyre ved fysiologisk pH i det vandige miljø 

på slimhinderne før optagelse. Dette bekræftes både af undersøgelser i mennesker 

og dyr, der viser at mere end 90% af den indgivne dosis borat udskilles 

som borsyre. I både in vitro og in vivo systemer er det vist, at borsyre har affinitet 

til cis-hydroxylgrupper, men borsyre kan også danne komplekser med 

amino- og thiolgrupper, og det kan være forklaringen på borsyres biologiske 

effekter /IPCS/ /Moore et al, 1997/. 

Udskillelse (ekskretion) 

Udskillelse af borforbindelser er ens i mennesker og dyr. Udskillelse af bor fra 

blodet sker, uafhængigt af eksponeringsvejen, helt overvejende ved udskillelse 

via urinen. Mere end 90% af den indgivne mængde udskilles denne vej. Udskillelse 

sker forholdsvis hurtigt over en periode på få dage, med en halveringstid 

på 24 timer eller derunder. I mennesker er halveringstiden efter både 

intravenøs indgift og oral indgift af borsyre vist at være 21 timer, og fra undersøgelser 

af forgiftningstilfælde er halveringstiden fundet af være i størrelsesordenen 

gennemsnitlig 13,4 timer (4-27,8 timer). Undersøgelser af personer, der 

havde været udsat for boratstøv (0,38 mg bor/kg lgv pr. dag), viste også en forholdsvis 

kort halveringstid for bor, idet der ikke blev fundet stigende borniveauer 

i blod (0,26 g/ml blod ved højeste eksponeringsniveau) og urin henover 

arbejdsugen /IPCS/. Hvis det forudsættes, at udskillelse sker ved 1. ordens kinetik, 

kan der estimeres en halveringstid i blodet på 14-19 timer ud fra undersøgelser 

i rotter. Undersøgelser i rotter har også vist, at udskillelsen af bor fra 

knoglevævet sker langsommere end fra andre væv og organer /IPCS/. 

Sundhedsfare ved kort tids eksponering 

Dyr 

LD50 -værdien (den dosis, som i gennemsnit slår 50% af en gruppe forsøgsdyr 

ihjel) efter oral indgift til rotter angives at være henholdsvis 2660-5140 mg/kg 

(465-899 mg bor/kg lgv) for borsyre og 3493-6080 mg/kg (396-690 mg bor/kg 

lgv) for boraks. Giftigheden i mus er på samme niveau, idet LD50 for borsyre er 

3450 mg/kg (603 mg bor/kg lgv). LD50 -værdier i hunde, kaniner og katte er


beskrevet at være omkring 250-350 mg bor/kg lgv for borsyre og boraks 

/IPCS/. 

Symptomer på forgiftning omfattede blandt andet nedsat fysisk aktivitet, 

manglende koordinering af bevægelser, kramper, nedsat legemstemperatur, violet-rød 

farvning af hud og slimhinder og død. Ved obduktion af rotter, mus og 

hunde var der primært mikroskopiske forandringer i nyrer og nervesystem. 

En undersøgelse i rotter af den akutte giftighed ved indånding af borsyrestøv, i 

4 timer viste, at LC50 er større end 160 mg bor/m 3 . Denne koncentration medførte 

let slimhindeirritation i luftvejene, men ingen dyr døde i løbet af observationstiden 

på 14 dage /ECETOC/. 

Mennesker - forgiftninger 

I litteraturen findes en lang række data om akut toksiske effekter af borsyre og 

boraks, hovedsageligt i forbindelse med optagelse gennem beskadiget hud, men 

den dødelige dosis for mennesker er ikke endeligt klarlagt. De laveste dødelige 

doser af borsyre er rapporteret til at være 640 mg/kg lgv ( 112 mg bor/kg lgv) 

ved indtagelse gennem munden og 8600 mg/kg lgv ( 1505 mg bor/kg lgv)ved 

optagelse gennem huden. Borsyre har en høj akut giftighed ved direkte indgift i 

blodbanen - den laveste dødelige dosis angives at være 29 mg/kg lgv ( 5mg 

bor/kg lgv). Dødsfald er set hos voksne efter indtagelse af 5-20 g borsyre ( 

875-3500 mg bor/kg lgv) og hos børn efter indtagelse af mindre end 5 g 

/ECETOC//IPCS/. 

En nyere gennemgang af 784 forgiftningstilfælde med borsyre tyder dog på, at 

borsyre ikke er så toksisk, som hidtil antaget. Der blev ikke konstateret alvorlige 

effekter, selv om borsyrenivauet i blodserum varierede fra 0-340 mg/l. Der 

var ingen dødsfald, på trods af at der i nogle tilfælde var indtaget op til 88,8 g. 

Det anføres, at en gennemsnitsdosis borsyre der kan fremkalde kliniske effekter, 

formodentlig ligger mellem 100 mg og 55,5 g ( 17,5 – 9712 mg bor/kg 

lgv) /ECETOC//IPCS/. 

Symptomer på borforgiftning er kvalme, opkastning, diarré, mavekramper, 

hud- og slimhindeforandringer og i meget store doser/dødelige doser desuden 

nyreskader, hurtig puls, lavt blodtryk, cyanose, kramper og coma. Døden indtræder 

i de tidlige stadier som følge af hjertestop og i de senere stadier som følge 

af centralnervesystemsdepression. Ved obduktion er der fundet skader i lever, 

nyrer og mave-tarmkanalen samt blodophobninger i de indre organer. Ved 

ikke dødelige forgiftninger er alle symptomer forsvundet, og der er ikke fundet 

tegn på varige skader /Gosselin/. 

Mennesker - arbejdsmæssig eksponering 

Hovedparten af de toksiske effekter, der er rapporteret efter arbejdsmæssig udsættelse 

for borsyre og boraks, omfatter primært akutte irritative effekter i luftvejene, 

herunder næseblod, irritation af øjne, næse og svælg, hoste og åndenød. 

Generelt vil følsomme personer, f.eks. astmatikere, få kraftigere irritative effekter 

efter indånding. En undersøgelse af arbejdere i en natriumboratmine viste, 

at 79 arbejdere, der blev eksponeret for natriumboratstøv, oftere oplevede 




irritative effekter i form af øjen-, næse- og halsirritation og åndenød end 27 ikke-eksponerede 

arbejdere. Der var en klar dosis-respons sammenhæng. Den 6 

timers vægtede gennemsnitskoncentration var 5,7 mg/m 3 . Undersøgelsen viste, 

at selv om eksponering for boratstøv i koncentrationer mellem 1 og 10 mg/m 3 

kan medføre irritation, så er der tale om svage effekter. Forfatterne konkluderede, 

at en grænseværdi på 10 mg/m 3 boratstøv ville varetage hensynet til beskyttelse 

af arbejdernes sundhed. Der var ingen forskel på de irritative effekter 

af boratstøv med forskellige grader af hydratisering /ECETOC//IPCS/. 

En anden undersøgelse omfattede undersøgelse af luftvejseffekter hos arbejdere 

efter erhvervsmæssig udsættelse for boraksstøv i 5 år eller mere. Eksponeringsgraden 

blev estimeret ud fra tidligere målinger og opdelt i 4 grupper for gennemsnitlig 

borstøvkoncentrationer (1,1; 4,0; 8,4 og 14,6 mg/m 3 ) for akutte effekter 

og 3 grupper (0,9; 4,5 og 14,6 mg /m 3 totalpartikler) for vedvarende effekter. 

Partiklerne bestod næsten udelukkende af boraks. I gruppen med høj 

eksponering 14 mg/m 3 havde 33% symptomer som tørhed i mund, næse og 

svælg og 28% havde øjenirritation. Tør hoste og næseblødninger forekom hos 

15% og halssmerter og hoste med slim hos 8%. Fem procent oplevede kortåndethed 

og trykken for brystet, mens smerter i brystet og blodspytning forekom 

hos mindre end 2%. Næsten alle symptomer aftog med faldende eksponering. 

Ved eksponering for 4 mg/m 3 var der ingen andre symptomer end øjenirritation 

hos mere end 5%. Ved eksponering for 1,1 mg/m 3 havde mindre end 3% af de 

eksponerede symptomer. Forfatterne konkluderede, at boraks medfører simpel 

luftvejsirritation, som fører til kronisk bronchitis uden svækkelse af lungefunktionen. 

Boraksstøv synes at medføre akut og vedvarende irritation af luftvejene 

i koncentrationer på 4,5 mg/m 3 ( 0,5 mg bor/m 3 ) og derover. Denne værdi 

blev fastsat til at være LOAEL /Garabrant et al, 1985/. 

Irritation 

Ientestforhudirritation blev 5 ml af en 10% opløsning af borsyre i vand og 

10 ml af en 5% opløsning af boraks i vand angivet, at være mildt irriterende 24 

og 72 timer efter påsmøring på normal og beskadiget kaninhud. Den beskadigede 

hud var noget mere følsom end den normale hud. Boraks og borsyre var 

henholdsvis let irriterende og moderat irriterende 24 og 72 timer efter påsmøring 

på normal og beskadiget marsvinehud /ECETOC/. 

Ved en undersøgelse af øjenirritation i kaniner medførte 100 mg borsyre ikke 

tegn på ætsning, men effekten blev kategoriseret som “påvirkning af hornhinden 

eller irritation som forsvinder indenfor 7 dage”. Et tilsvarende forsøg med 

boraks medførte heller ikke ætsning, men effekterne var lidt kraftigere og forsvandt 

først mellem dag 8 og dag 21 efter påvirkningen /ECETOC/. 

Allergi 

Der en ikke fundet nogen undersøgelser eller tegn på, at borsyre og boraks 

skulle have allergifremkaldende egenskaber.


Sundhedsfare ved længerevarende eksponering 

Dyr 

I et 90-dages studie fik B6C3F1 mus (10 af hvert køn pr. dosisniveau) borsyre 

gennem føden svarende til daglig indgift af ca. 0, 34, 71, 142, 284 og 568 mg 

bor/kg lgv for hanner og 0, 47, 98, 196, 392 og 784 mg bor/kg lgv for hunner. 

Hunner viste sig at være mindre følsomme, idet kun 6/10 hunner på højeste dosisniveau 

døde, mens 8/10 hanner på højeste og 1/10 på næsthøjeste dosisniveau 

døde. Der blev fundet signifikant nedsat (10-20%) legemsvægt i forhold 

til kontroller hos begge køn på de tre højeste dosisniveauer. Mest udtalte effekter 

på dosisniveauer over 142 mg bor/kg lgv for hanner og 196 mg bor/kg 

lgv for hunner var testikelatrofi hos hanner og dannelse af røde blodlegemer i 

milten hos begge køn /IPCS/ /ECETOC/. Herefter fik mus (50/køn pr. dosisniveau) 

gennem 2 år indgivet daglige doser på 0, 275 eller 550 mg borsyre/kg 

lgv ( 0, 48, eller 96 mg bor/kg lgv) gennem føden. Der sås ingen kliniske tegn 

på toksicitet. Der var en nedgang i legemsvægten på 10-17% hos hanner efter 

32 uger og hos hunner efter 52 uger i forhold til kontroldyr. Der var øget dødelighed 

hos hanner ved forsøgets afslutning. De eneste signifikante skader fandtes 

i testikler hos hanmus /IPCS/. 

I et 90-dages studie fik grupper af Sprague-Dawley rotter (10 dyr af hvert køn 

pr. gruppe) daglige doser på 0; 2,6; 8,8; 26,3; 87,5 eller 262,5 mg bor/kg lgv 

gennem føden i form af borsyre eller boraks. Der fandtes de samme effekter for 

borsyre og boraks. Alle dyr på højeste dosiniveau døde inden for 3-6 uger. Ved 

dosen 87,5 mg bor/kg lgv. var legemsvægten i forhold til kontroller nedsat 

43,8-54,9% og 10,1-12,6% hos henholdsvis hanner og hunner. Absolutte organvægte 

var også nedsat på dette dosisniveau. Der var fuldstændig testikelatrofi 

hos hanner ved denne dosis. Den fysiske tilstand hos dyr, der fik 2,6 mg 

bor/kg lgv, var sammenlignelig med kontroldyrs. I andre studier fik hanrotter 

boraks gennem føden i 30 eller 60 dage i daglige doser svarende til 0, 30, 60 

eller 125-131 mg bor/kg lgv. På de 2 højeste dosisniveauer var der dosisrelateret 

stigning i borkoncentrationerne i testikler og plama, samt testikelskader 

/IPCS/ /ECETOC/. 

Borsyre og boraks blev givet til hunde i 90 dage eller 2 år. I 90-dages studiet 

fik grupper med 5 dyr af hvert køn dagligt indgivet, hvad der svarer til 0; 0,44; 

4.38 eller 43.75 mg bor/kg lgv. Der var testikeleffekter hos hanner på de 2 højeste 

dosisniveauer. Borsyre medførte signifikant lavere testikelvægt, nedsat 

med henholdsvis 25% og 40% i forhold til kontroller. Boraks nedsatte testikelvægten 

på alle dosisniveauer henholdsvis 20%, 15% og 50% i forhold til kontroldyr. 

Hos 4/5 hunde på højeste dosisniveau sås fuldstændig atrofi. I 2-års 

studiet fik grupper med 4 hunde af hvert køn borsyre eller boraks gennem føden 

i daglige doser, der svarede til 1,5; 2,9 eller 8,8 mg bor/kg lgv. En gruppe 

fik dagligt 29 mg bor/kg lgv i 38 uger. Der blev kun set effekter på testiklerne 

hos hanner, der fik 29 mg bor/kg lgv i 38 uger /IPCS//ECETOC/. 

Denne undersøgelse tyder på, at der er en tærskelværdi for effekterne, idet totaldosis 

bor på de 2 højeste dosisniveauer er meget lig hinanden, henholdsvis 

6406 mg bor/kg lgv for 8,8 mg-gruppen og 7714 mg bor/kg lgv for 29 mggruppen. 




Mennesker 

I nogle meget gamle undersøgelser fik 12 forsøgspersoner indgivet op til 5 g 

borsyre/dag (875 mg bor/dag) eller tilsvarende mængde boraks gennem kosten i 

4 til 50 dage. Disse doser medførte appetitløshed og utilpashed og i nogle tilfælde 

også kvalme samt hovedpine. Effekterne forsvandt efter ophør af eksponeringen 

/ECETOC/. En ny undersøgelse af 2 regioner i Tyrkiet med meget 

forskelligt indhold af bor i drikkevand (henholdsvis 0,03-0,4 mg bor/l og 2,05- 

29 mg bor/l) forsøger at klarlægge sammenhængen mellem forhøjet borindtagelse 

og fertilitet. Udover denne boreksponering blev 28,3% af personerne med 

det høje borindtag også udsat for bor gennem deres arbejde, mens dette var tilfældet 

for 11,7% af personerne i regionen med det lave borindhold i drikkevandet. 

Undersøgelsen konkluderer, at der ved eksponering for forhøjet borindhold 

i drikkevand i denne undersøgelse ikke ses en sammenhæng med effekter på 

fertiliteten /Sayli et al 1998//IPCS/. 

Som beskrevet under effekter efter kort tids eksponering medfører eksponering 

for borstøv først og fremmest luftvejsirritation, som fører til kronisk bronchitis, 

men røntgenundersøgelser af eksponerede arbejdere viste ikke abnormaliter i 

lungerne. I en anden undersøgelse blev 631 arbejdere undersøgt 7 år efter første 

undersøgelse. Lungefunktionsundersøgelser viste ikke tegn på kroniske effekter 

af eksponeringen for natriumboratpartikler /IPCS/. 

Skader på arveanlæg (genotoksicitet) 

Borsyre og boraks er undersøgt i flere forskellige testsystemer og har ikke vist 

tegn på genotoksiske effekter. 

Borsyre var ikke mutagent ved undersøgelse i Salmonella Typhimurium TA98, 

TA100. TA1535 og TA 1537 i koncentrationer op til 20000 g/plade med og 

uden metabolisk aktivering. I koncentrationer på 100 g/plade viste boraks ikke 

mutagen aktivitet i stammerne TA98 og TA100 med og uden metabolisk aktivering. 

Borsyre i koncentrationer på 1000-5000 g/ml viste ikke mutagen aktivitet 

i muselymfomtest med og uden metabolisk aktivering. 

Borsyre inducerede ikke “unscheduled DNA synthesis” ved test af koncentrationer 

mellem 5 og 5000 g/ml i rotteleverceller. En undersøgelse for søster 

kromatid udbytning i ovarieceller fra kinesiske hamstre var negativ for borsyre 

i koncentrationer mellem 200 og 2000 g/ml både med og uden metabolisk aktivering. 

En test af 500-1000 g borsyre/ml med metabolisk aktivering og 

1000-2500 g borsyre/ml uden metabolisk aktivering medførte heller ikke 

kromosomaberrationer i ovarieceller fra kinesiske hamstre. 

Borsyre var negativ i en mikronukleus test i mus, der fik indgivet 900, 1800 

eller 3500 mg/kg lgv i 2 dage /ECETOC//IPCS/. 

Kræftfremkaldende egenskaber (carcinogenicitet) 

Dyr 

Et 2-års fodringsforsøg med borsyre viste ikke kræftfremkaldende egenskaber i 

B6C3F1 mus, der blev eksponeret for 0, ca. 400-500 mg/kg lgv (70-87mg


bor/kg lgv) eller 1100-1200 mg/kg lgv (192-210 mg bor/kg lgv) /IPCS/. 

Mennesker 

Der findes ingen data om kræftfremkaldende egenskaber i mennesker. 

Skader på reproduktionen 

Undersøgelser med dyr har vist, at det især er de hanlige reproduktionsorganer, 

der er målorganet ved længerevarende udsættelse for borsyre og boraks. Der er 

fundet skader på testiklerne i rotter, mus og hunde, der havde fået borsyre eller 

boraks via foderet eller drikkevandet. Hos hunde er de første tegn på toksicitet 

indsunken pung og signifikant nedsat absolut og relativ vægt af testiklerne. 

Histopatologisk ses effekter spændende fra hæmmet modning af sædcellerne og 

degenerering af seminiferøse tubuli med tab af kimceller til fuldstændig forsvinden 

af kimceller, som resulterer i atrofi. Afhængigt af skaderne ses forbigående 

eller irreversibelt tab af forplantningsevnen, men ikke af kønsdrifterne 

/IPCS/. 

Forplantningsevnen (fertilitet) 

Dyr 

I en undersøgelse af akutte effekter på reproduktionen fik grupper af 6 Sprague- 

Dawley hanrotter borsyre svarende til 0 eller 350 mg bor/kg lgv og blev aflivet 

efter 2, 14, 28 og 57 dage. Fjorten dage efter sås histopatologiske forandringer i 

testikler og epididymis samt forandringer i sædceller og mobilitet hos de eksponerede 

dyr. Effekterne aftog fra dag 28, og var på dag 57 på samme niveau 

som hos kontroldyrene. I et tilsvarende forsøg fik grupper af 8 hanrotter indgivet 

borsyre i doser svarende til 0, 44, 88, 175 og 350 mg bor/kg lgv. De blev 

aflivet efter 14 dage. I denne undersøgelse blev der også set histopatologiske 

forandringer i testikler og forandringer i sædceller hos dyr, der var eksponeret 

for 175 og 350 mg bor/kg lgv. Forandringerne var reversible. NOAEL var i 

denne undersøgelse 87 mg bor/kg lgv /IPCS/ /ECETOC/. 

I undersøgelser med længerevarende indgift af borsyre og boraks fik grupper på 

35 Sprague-Dawley rotter af hvert køn indgivet stofferne svarende til 0; 5,9; 

17,5 og 58,5 mg bor/kg lgv pr. dag via føden gennem 2 år. Fire dyr af hvert køn 

fra hver gruppe blev aflivet efter 6 og 12 måneder. Testikelatrofi sås hos alle 

hanner på højeste dosisniveau borsyre og boraks efter 6, 12 og 24 måneder. Der 

fandtes ingen effekter ved de andre dosisniveauer, og det konkluderedes, at 

17,5 mg bor/kg lgv (NOEL) indtaget igennem 2 år via føden ikke medførte effekter 

på fertiliteten. I et 3-generationsstudie blev grupper af 8 hanner og 16 

hunner eksponeret for borsyre og boraks ved de samme dosisniveauer som 

ovenfor igennem 14 dage før de blev parret. Hver generation blev parret 2 gange 

for at sikre 2 hold afkom. Alle rotter på højeste dosisniveau var sterile – 

hunner fik heller ikke noget afkom, da de blev parret med kontroldyr. Der sås 

ingen effekter ved de 2 andre dosisniveauer /IPCS/ /ECETOC/. 

I en anden undersøgelse fik grupper af 18 Sprague-Dawley hanrotter boraks 

gennem foderet i daglige doser svarende til ca. 0, 50, 100 og 200 mg bor/kg 

lgv i 30 eller 60 dage. Enzymer i reproduktionsorganerne var påvirket hos alle 




eksponerede dyr. Hos dyr på de 2 højeste dosiniveauer var der effekter på flere 

reproduktionsparametre. Efter 60 dage var testikelvægten også signifikant nedsat 

hos hanner på disse dosisniveauer. Ved slutningen af 30 og 60-dages perioderne 

blev 5 hanner fra hver gruppe parret med kontrolhunner. Hanner på højeste 

dosisniveau var sterile i 8-12 uger, mens hanner i 100 mg-gruppen var midlertidigt 

sterile, indtil 3-4 uger efter ophør af eksponeringen. Undersøgelsen 

konkluderer, at fertiliteten ikke påvirkes hos hanrotter, der udsættes for 50 mg 

bor/kg lgv i kosten gennem 30 eller 60 dage /IPCS//ECETOC/. 

I en undersøgelse, hvor grupper af 30 voksne F-344 hanrotter fik indgivet borsyre 

gennem føden i daglige doser svarende til 0 og 61 mg bor/kg lgv i 4 uger, 

blev der set begyndende påvirkning af sædcelledannelsen på dag 7. På dag 10 

var alle dyr påvirkede. På dag 28 var der omfattende tab af sædceller, og basis 

testosteronniveauet var signifikant lavere hos eksponerede dyr fra dag 4 /IPCS/ 

/ECETOC/. 

Grupper af Swiss CD-1 mus af begge køn fik dagligt indgivet borsyre i føden 

gennem 27 uger i doser svarende til 0, 27, 111 og 220 mg bor/kg lgv. I den højeste 

dosisgruppe var fertiliteten fuldstændig blokeret. Ved første parring var 

der ikke signifikant påvirkning af fertilitetsindex på de to laveste dosisniveauer. 

Efter 14 uger var der også delvis blokering af fertiliteten på middeldosisniveauet, 

og hen gennem undersøgelsen faldt fertilitetsindexet signifikant, førende til 

at kun 1 ud af 20 hunner fra middeldosisniveauet fik et fjerde kuld. Antallet af 

kuld pr. par, antallet af levende unger pr. kuld, andelen af levendefødte unger 

og vægten af ungerne i forhold til kuldstørrelse var også nedsat på det midterste 

dosisniveau. Histopatologiske undersøgelser viste, at NOEL for legemsvægt og 

testikelvægt var 27 mg bor/kg lgv, mens der var signifikante skader i testiklerne 

hos hanner på de 2 højeste dosisniveauer. Analyser af sædcellemorfologi, koncentration 

og bevægelse viste en klar dosis-respons sammenhæng med udsættelse 

for borsyre. Reproduktionseffekter var minimale på hunmus – dyr udsat 

for 27 mg bor/kg lgv havde dog signifikant kortere østruscyklus end kontroldyr 

/ECETOC//IPCS/. NOEL for hele studiet kunne ikke fastsættes. 

I en undersøgelse af skader på testikler efter indgift af borsyre fik grupper af 6 

voksne F-344 hanrotter gennem 9 uger indgivet borsyre svarende til 0, 26, 38, 

52 og 68 mg bor/kg lgv pr. dag i føden. Hos dyr på de to højeste dosisniveauer 

sås betydelig blokering af sædcelledannelsen i uge 2, fulgt af vægttab for testikler 

og epididymis og endelig atrofi i henholdsvis uge 9 og 6. Ved 26 mg 

bor/kg lgv var der let nedsat sædcelledannelse. Ved 38 mg bor/kg lgv sås delvis 

blokering af sædcelledannelsen i uge 8 - dog normal igen efter 16 uger. På de 

to højeste dosisniveauer sås ikke bedring af atrofien op til 32 uger efter eksponering. 

Senere undersøgelser af mekanismer tyder på, at borsyre har en effekt 

på DNA synteseaktiviteter i mitotiske og meiotiske kimceller, og i mindre grad 

på energimetabolismen i Sertoliceller. Senere er også en centralnervesystemsmedieret 

hormonel effekt mistænkt. Det konkluderes, på baggrund af et foregående 

forsøg at NOAEL for testikeleffekter er ca. 17 mg bor/kg lgv /IPCS/ 

/ECETOC/. 

I en ældre undersøgelse af Beagle hunde er der set testikelatrofi hos hunde, der 

havde fået boraks gennem 26 uger i foderet, svarende til 29,3 mg bor/kg lgv pr.


dag /IPCS/. 

Mennesker 

2 ældre russiske undersøgelser har rapporteret om nedsat seksuel funktion hos 

mænd, der arbejdsmæssigt var udsat for borater eller var udsat gennem drikkevandet. 

Senere er disse undersøgelser vist at være mangelfulde. 

Fertiliteten er blevet undersøgt hos amerikanske arbejdere, der var eksponeret 

for borstøv. Den standardiserede fødselsrate for alle amerikanere blev sammenlignet 

med fødselsraten for mænd, der arbejdede i en boraksmine. Undersøgelsen 

viste, at eksponering for uorganiske borater i estimerede maksimale 

niveauer på 24 mg bor/dag ikke medførte nedsat fødselsrate i forhold til fødselsraten 

i normalbefolkningen. 542/753 (72%) arbejdere deltog i undersøgelsen 

og de havde alle meget lange ansættelsesperioder (gennemsnit 18 år). Der 

var foretaget personlige støveksponeringsmålinger for de fleste personer. Kategorier 

for 8-timers eksponering for natriumboratstøv blev arbitrært fastsat til 

Høj (> 8 mg/m 3 ), Middel (3-8 mg/m 3 )ogLav(



hos kontroldyr). I denne undersøgelse blev NOAEL for udviklingstoksicitet 

fastlagt til 21,8 mg bor /kg lgv. og LOAEL for effekter på moderdyrene og udviklingen 

var 43,5 mg bor/kg lgv. /ECETOC/. 

I et forsøg med Swiss albino CD-1 mus fik grupper på 30 hunner indgivet borsyre 

i doser svarende til gennemsnitlige daglige doser på 0, 43, 79 og 175 mg 

bor/kg lgv (0, 248, 452 og 1003 mg borsyre/kg lgv) dag 0-17 i drægtighedsperioden. 

Hos moderdyrene var der effekter på legemsvægt og organvægte. På det 

højeste dosisniveau var der nedsat tilvækst samt forhøjet relativ nyrevægt og 

øget relativ foderindtagelse. Der var mindre skader på nyrerne på alle dosisniveauer. 

På det højeste dosisniveau var der øget postimplantations tab ligesom 

fostervægten var 33% lavere end hos kontroldyrene - på det mellemste dosisniveau 

var fostervægten nedsat 11%. Ved 175 mg bor/kg lgv var der signifikant 

øget forekomst af misdannelser fortrinsvis i form af skeletmisdannelser, herunder 

for kort ribben nr. 8. I denne undersøgelse blev NOAEL for udviklingsskader 

fastsat til 43 mg bor/kg lgv /ECETOC/. 

I undersøgelser med rotter fik grupper med 30 Sprague-Dawley hunrotter borsyre 

i foderet i hele drægtighedsperioden, dag 0-20, i gennemsnitlige daglige 

doser svarende til 0; 13,7; 28 og 58 mg bor/kg lgv. Herudover fik en gruppe 

indgivet 94 mg bor/kg lgv på dag 6-15 i perioden. Der var effekter hos moderdyrene 

ved 28, 58 og 94 mg bor/kg lgv. i form af øget relativ lever- og nyrevægt 

og nedsat tilvækst på de 2 højeste dosisniveauer. Der var øget forekomst 

af resorptioner (36%, 4% hos kontroldyr) og fosterdød ved 94 mg bor/kg lgv. 

Gennemsnitsfostervægten pr. kuld var nedsat hos alle eksponerede dyr. Procenten 

af misdannede fostre pr. kuld var forhøjet ved doser 28 mg bor/kg lgv, 

specielt i form af skeletmisdannelser. Herudover var der skader på øjnene og 

centralnervesystemet. 13,7 mg bor/kg lgv var LOAEL i denne undersøgelse for 

udviklingsskader, og NOAEL for effekter hos moderdyr /IPCS/. 

I forsøg på at fastsætte en NOAEL for udviklingsskader og undersøge om afkommet 

indhenter det prænatale vægttab, fik grupper med ca. 30 Sprague- 

Dawley (CD) hunrotter indgivet borsyre gennem foderet i gennemsnitlige daglige 

doser svarende til 0; 3,3; 6,3; 9,6; 13,3 og 25,0 mg bor/kg lgv. Fase 1 dyr 

blev aflivet på dag 20. Fase 2 dyr blev eksponeret for tilsvarende mængder bor 

(0; 3,2; 6,5; 9,7; 12, 9 og 25,3 mg bor/kg lgv), men fødte deres unger på dag 21 

og blev herefter aflivet. Der var kun ganske svage effekter hos moderdyrene i 

form af vægtændringer. 

Hos fase 1 dyr var der effekter på udviklingen hos afkommet ved doser på 13,3 

mg bor/kg lgv og derover. Nedsat gennemsnitlig fostervægt pr. kuld og skeletmisdannelser, 

herunder for kort ribben nr. 8, var mest udtalt på højeste dosiniveau. 

Hos fase 2 dyr var der ikke nedsat fostervægt, hvilket tyder på, at afkommet 

indhenter vægttabet allerede første dag efter fødslen. På højeste dosiniveau 

var der en øget forekomst af for kort ribben nr. 8. NOAEL for prænatal 

og postnatal toksicitet blev fastlagt til henholdsvis 9,6 og 12,9 mg bor/kg lgv, 

mens LOAEL var henholdsvis 13,3 og 25,3 mg bor/kg lgv. /ECETOC//IPCS/ 

Ud fra de gennemgåede undersøgelser er rotten mest følsom overfor bor. Der 

blev set udviklingsskader hos rotten ved dosisniveauer, der ikke medførte ef-


fekter på moderdyret, mens udviklingsskader kun blev set hos mus og kaniner 

ved doser, der også var toksiske for moderdyrene. En NOAEL for alle 3 arter 

kan fastsættes til 9,6 mg bor/kg lgv /IPCS/. 

Referencer: 

ATSDR: Toxicological Profile for Aluminium. Draft for Public Comment. Atlanta: 

U.S. Department of Health & Human Services. Public Health Service. 

Agency for Toxic Substances and Disease Registry, 1998. 

ECETOC: ECETOC Technical Report No. 63. Reproductive and General 

Toxicology of some Inorganic Borates and Risks Assessment for Human Beings. 

Brussels: European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemicals, 

1995. 

Garabrant et al, 1985: Garabrant DH, Bernstein L, Peters JM, Smith TJ, & 

Wright WE. Respiratory effects of borax dust. Br J Ind Med 1985; 42:831-837. 

Gosselin: Gosselin RE, Smith RP, Hodge HC. Clinical Toxicology of Commercial 

Products. 5th ed. Baltimore: Williams & Wilkins, 1984. 

HSDB: Hazardous Substances Data Bank (HSDB). National Library of Medicine 

(NLM), USA. Latest version CD-ROM/CHEMBANK or online. 

IPCS: Smallwood C. IPCS Environmental Health Criteria 204. Boron. Geneva: 

WHO, 1998. 

IPCS2: Habs H, Simon B, Thiedemann KU and Howe P. IPCS Environmental 

Health Criteria 194. Aluminium. Geneva: WHO, 1997. 

Moore et al, 1997: Moore JA and an Expert Scientific Committee. An assessment 

of boric acid and borax using the IEHR evaluative process for assessing 

human developmental and reproductive toxicity of agents. Reproductive 

Toxicology 1997; 11(1): 123-160. 

RTECS: Registry of Toxic Effects of Chemical Substances (RTECS). National 

Institute for Occupational Safety and Health, USA. Latest version CD-ROM/ 

CHEMBANK or online. 

Sayli et al, 1998: Sayli BS, Tüccar E, & Elhan AH. An Assessment of Fertility 

in Boron-exposed Turkish Subpopulations. Reproductive Toxicology 1998; 

12(3): 297-304. 

WHO: Guidelines for drinking-water quality. 2 nd ed. Volume 2. Health criteria 

and other supporting information. Geneva: World Health Organization, 1996. 

WHO2: Guidelines for drinking-water quality. 2 nd ed. Addendum to Volume 1. 

Recommendations. Geneva: World Health Organization, 1998.

Udredning om flammehæmmere og biocider i isoleringsmaterialer

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?