|
Økologisk byfornyelse og spildevandsrensning, 12 Miljøvurdering af kemiske stoffer i byggevarerIndholdsfortegnelseForordDet er regeringens mål at fremme en bæredygtig udvikling i samfundet som helhed og dermed også fremme en bæredygtig udvikling af bygge- og anlægssektoren. Der skal være en afkobling mellem den økonomiske vækst og stigende miljøbelastning og anvendelse af ressourcer. Dette projekt tager udgangspunkt i, at der i sektoren anvendes et stort antal byggevarer med et indhold af kemiske stoffer, som man kan være interesseret i at kende miljøbelastningen af. Der er derfor behov for at få udviklet praktisk anvendelige metoder til miljøvurdering af kemiske stoffer i byggevarer. Formålet med denne rapport er at beskrive udviklingen af en metode, der baserer sig på en allerede udviklet scoremetode til vurdering af kemiske stoffer i byggevarer. Endvidere angives resultaterne af en afprøvning af metoden på produkter, der benyttes til vandtætning af badeværelser. Miljøstyrelsen og By- og Boligministeriet har ikke medvirket direkte ved udformningen af rapporten og deler ikke nødvendigvis forfatternes synspunkter.
Miljøstyrelsen og By- og Boligministeriet. April 2001. Sammenfatning og diskussion
I Danmark markedsføres flere tusinde byggevarer, og nogle af disse kan indeholde farlige stoffer. De mange byggevarer gør det vanskeligt at få overblik over hvilke byggevarer, der indeholder de farlige stoffer. I dag benyttes livscyklusvurderinger (LCA) til at beregne alle effekter, der opstår ved brug af produkter set over hele livsforløbet, fra råstofudvinding til bortskaffelse af materialer eller fra natur til natur. Vurdering af effekter fra kemiske stoffer indgår således i livscyklusvurderinger, men der mangler data og modeller til beregning af potentielle effekter fra kemiske stoffer i visse faser af en byggevares livsforløb. Der er derfor et behov for at vurdere effekter fra kemiske stoffer på en forenklet måde. Projektets formål og indholdProjektets formål er at tilpasse og dernæst afprøve en allerede udviklet metode på kemiske stoffer i byggevarer. Metoden baseres på let tilgængelige data, som kan fremkomme f.eks. ved miljøvaredeklaration af byggevarer og bør omfatte alle faser i livsforløbet. I dette projekt lægges der vægt på brugs- og bortskaffelsesfasen. Projektet omfatter en oversigt over eksisterende metoder, en diskussion af deres egnethed, en kortlægning af farlige stoffer i almindeligt anvendte vandtætningssystemer til badeværelser samt en afprøvning af en tilpasset metode på to vandtætningssystemer. Vandtætningssystemer er valgt, fordi der eksisterer mange produkter, og en del indeholder farlige stoffer. Metoden vil gøre miljøvurdering af hele badeværelser mere fuldstændig. En miljøvurdering vil således supplere øvrige oplysninger, som i dag gives for de forskellige badeværelsesløsninger, (By- og Boligministeriet, 1999). Metoder til vurdering af kemiske stofferLitteraturen angiver flere forenklede metoder til at vurdere kemiske stoffer. Tabel 1 giver en oversigt over metoder, der er anvendt i dette projekt. Tabel 1.
1) UPH = Uønskede Problematiske Håndterbare stoffer.2) UMIP = Udvikling af Miljøvenlige IndustriProdukter. 3) EURAM = European Risk Ranking Method. Her benyttes EURAM-metoden til at vurdere kemiske stoffer i byggevarer. EURAM-metoden vælges dels fordi metoden er accepteret i EU til at prioritere kemiske stoffer, der efterfølgende skal gennemgå en risikovurdering, dels fordi scoren både for eksponering og for effekt fastlægges ud fra en nuanceret vurdering. Det er ønskeligt, at den valgte metode kan opfylde følgende krav:
ListningListning anvender officielle lister, idet disse dækker et bredt udvalg af stoffer og indeholder stoffer, som myndighederne prioriterer, da de har særligt betænkelige effekter. Listerne er desuden nemt tilgængelige, (kan downloades fra Miljøstyrelsens hjemmeside, www.mst.dk), og det er muligt at få oplysninger om indhold af farlige stoffer i produkter, hvis produkterne har et sikkerhedsdatablad. Tabel 2.
Ved listning af stoffer kan alle oplysninger viderebringes, og det fremgår tydeligt, om produktet indeholder f.eks. uønskede stoffer. Oplysninger kan nemt gives i en miljøvaredeklaration. Listningen tager imidlertid ikke højde for hvor i livsforløbet, påvirkningerne forekommer og heller ikke hvilken effekt, en påvirkning kan medføre. Miljøvaredeklarationer af byggevarer i Sverige lister i dag stoffer fra officielle lister, og oplysningerne lagres i databaser, som gør det overkommeligt at udnytte disse oplysninger (Sandahl, 1997). En listning synliggør "listestoffer" i produktet, og derved om der på denne baggrund bør foretages et fravalg af produktet ("blacklistning"). Ofte vil et fravalg ske i tæt samarbejde med miljøeksperter for at kunne vurdere både fordele og ulemper ved anvendelse af byggevaren. Metoden kan således bruges, når der skal vælges mellem byggevarer. For bygningsdele eller bygninger kan der fremkomme lange lister, og tolkning af disse lister må ske i samarbejde med miljøeksperter. Mængde af forskellige kategorierEn forenklet vurdering af stofferne sker ved at angive mængde af forskellige kategorier af stoffer som et mål for kemibelastningen. Begge metoder (type 1, 2 og 3 stoffer og UPH-metoden) inddeler stofferne i forskellige kategorier, som baserer sig på stoffernes fareklassifikation. Alle stoffer i samme kategori tildeles samme vægt, og der tages ikke hensyn til forskel i stoffernes iboende egenskaber. Metoden giver resultater, der kan indgå i miljøprofiler for bygningsdele og egner sig desuden til opgørelser af bygninger eller større dele heraf. Metoden opgør forbruget af sundheds- og miljøbelastende stoffer, og resultatet kan således sammenlignes med et opstillet mål f.eks. en reduktion i brug af sundheds- og miljøbelastende stoffer. ScoremetoderUMIP-screeningsmetode og EURAM-metode er scoremetoder, hvor der tildeles en score for eksponering og en for effekt. Metoderne opfylder ikke alle de opstillede krav. Det har derfor været nødvendigt at modificere EURAM-metoden, således at den specifikt omfatter effekter i indeklima og ved deponering af materialer, som der fokuseres på i dette projekt. Styrken ved scoremetoder er, at der sker en vurdering på en standardiseret måde af komplicerede problemer, hvori der indgår mange parametre, og at metoden således fører til et enkelt tal for kemibelastningen. Dette tal kan benyttes, f.eks. når der er tale om dokumentation af en bygning, eller når der skal vælges mellem alternativer, hvor flere indikatorer skal håndteres, og det derfor er nødvendigt at have ét tal for kemibelastningen. I dag vælges der i sådanne situationer ud fra subjektive skøn, hvor der ikke redegøres for hvilke parametre, der benyttes og hvilken vægt, der tillægges den enkelte parameter. Ulempen ved scoremetoder er, at der tabes en del detaljeret viden, men det er vigtigt for accept af metoderne, at der klart redegøres for hvilke parametre, der benyttes til at fastlægge scoren, og om der foretages en normalisering og en vægtning af scorerne, hvis der aggregeres f.eks. til ét tal. Tabel 3 angiver parametre til at fastlægge skala for scorer. Scoren for eksponering fastlægges ud fra kvantitative parametre som mængde og oktanol/vand fordelingskoefficient, og scoren for effekt baseres på kvalitative parametre som risikosætninger. Skalaen for effektscoren er ofte en arbitrær skala der er fastsat af eksperter ud fra hvilke effekter stoffet medfører. Scoren for sundhedseffekter bruger i UMIP-screeningsmetoden en arbitrær skala og i EURAM-metoden baseres skalaen på en rangordning ud fra risikosætninger. I den modificerede EURAM-metode fastlægges scoren for effekt ud fra grænseværdi for slimhindeirritation eller lugtgrænse, dvs. en kontinuerlig skala, hvilket bedre afspejler den reelle effekt, end når scoren baseres på en rangordning af risikosætninger. Skalaen for scoren for effekter i miljøet beregnes ud fra toksicitetsdata for vandlevende organismer. Hvis resultaterne af scoremetoder skal indgå i miljøprofiler for bygningsdele, er det vigtigt, at der sker en normalisering og vægtning efter samme principper, som gælder for de øvrige effekter i miljøprofilen. Tabel 3. KortlægningenI projektet indhentes der oplysninger om de almindeligt anvendte vandtætningssystemer fra produktinformations- og sikkerhedsdatablade. Der indgår farlige stoffer i membraner og primer, men kortlægningen af farlige stoffer i produkterne giver ikke altid et rimeligt skøn for risici ved brug af produkterne. I tokomponentprodukter reagerer komponenterne med hinanden og giver derfor ikke effekter senere i produkternes livsforløb. En oversigt over tilstedeværelse af farlige stoffer giver derfor først og fremmest en grov vurdering af eventuelle risici i arbejdsmiljøet, men der kan også opstå effekter i det ydre miljø, hvis blandingen af de to komponenter ikke sker korrekt. De farlige stoffer er fortrinsvis organiske opløsningsmidler i primeren, og en enkelt membran benytter chlorparaffiner som blødgøringsmiddel. Det har ikke været muligt at få oplysninger om den totale sammensætning af de valgte vandtætningssystemer. Oplysninger er især baseret på sikkerhedsdatablade, som fortrinsvis giver indholdet af sundhedsskadelige stoffer og ikke i så høj grad indholdet af miljøfarlige stoffer. Vandtætningssystemerne kan indeholde mange stoffer som rester af monomer, dispersionsmidler, konserveringsmidler, opløsnings- og filmdannende midler, pH-reguleringsmidler samt evt. blødgøringsmidler. Disse nævnes ikke altid i sikkerhedsdatabladene, enten fordi stofferne ikke er farlige, og/eller fordi indholdet er meget lavt. Det ville være ønskeligt, at det i et projekt som dette var muligt at udvikle/afprøve metoder på fulde recepter. AfprøvningerDet er valgt at afprøve en modificeret EURAM-metode på to vandtætningssystemer, et vandtætningssystem med en primer og en membran af acrylat og et vandtætningssystem med en primer af tokomponentepoxy og en membran af acrylat, idet der især lægges vægt på at bestemme effekter i indeklima og ved deponering. Andre metoder afprøves også for at kunne sammenligne med resultaterne fra den modificerede EURAM-metode. Alle metoderne bygger på, at der kan skaffes oplysninger som anvendt mængde og indhold af farlige stoffer. Resultaterne af afprøvningen viser, at det er vanskeligt at gennemføre en forenklet vurdering af byggevarers påvirkning af indeklimaet. Først og fremmest kan eksponering til indeklimaet ikke bestemmes ud fra stoffets egenskaber alene, men kræver målinger af afgasningen, og da disse ikke eksisterer, må en simpel vurdering derfor basere sig på den anvendte mængde. Et andet problem er, at grænseværdier for slimhindeirritation og lugtgrænse mangler for en del stoffer i de valgte produkter. Dette kan bl.a. skyldes, at stofferne i tokomponentprodukter ikke normalt vil emitteres til indeklimaet. Der anvendes default-værdier, men resultaterne giver ikke et realistisk billede, når der er anvendt default-værdier for næsten alle stoffer i et produkt. Scoremetoder giver en mere realistisk vurdering af effekterne ved bortskaffelse, idet metoderne omfatter vigtige egenskaber som bionedbrydelighed og bioakkumulering. Vurderingen baseres på toksiske data for indholdsstoffer i produkterne, og der tages ikke hensyn til, at nogle komponenter reagerer med hinanden, og derfor muligvis slet ikke forekommer i bortskaffelsesfasen. Resultaterne viser også, at det er muligt at anvende andre forenklede metoder, listning og mængde af forskellige kategorier af stoffer, men resultaterne afhænger af den enkelte metode. Metoderne giver dog samme rangorden af de to produkter, idet produkt 1 er bedre end produkt 2. Sammenfattende vurderingerDer er i dag et behov for at kunne anskueliggøre belastninger fra kemiske stoffer i bygningsdele bedre, end det gøres ved de nuværende LCA-modeller. Projektet har imidlertid vist, at det kan være meget vanskeligt at benytte metoder, der tager hensyn til de enkelte faser, da der mangler data for emissioner, toksiske data for stofferne og modeller til beregning af effekter i visse faser af livsforløbet. Dette bevirker, at vurderingen af kemiske stoffer på nuværende tidspunkt må baseres på oplysninger om anvendt mængde af det pågældende produkt og indhold af farlige stoffer i produktet. Det anbefales at benytte en enkel metode, se figur 1, der bestemmer mængde af forskellige kategorier af stoffer (f.eks. mængden af type 1, 2 og 3 stoffer), idet denne metode er nem at bruge og giver et overskueligt mål for kemibelastningen. Metoden tydeliggør således brug af uønskede og farlige stoffer og fremmer, at der fokuseres på en reduktion i brugen af disse stoffer. Der har i følgegruppen til projektet været kritik af scoremetoder, f.eks. er scoremetoder for grove til at vurdere effekter i arbejdsmiljøet og indeklimaet. Det anbefales ikke at bruge scoremetoder til at vurdere effekter i arbejdsmiljø, idet der i hvert enkelt tilfælde må fremskaffes detaljerede oplysninger om produkternes sammensætning, og der må benyttes eksperter til at vurdere effekter fra kemiske stoffer i stofferne. For effekter i indeklima anbefales der i stedet at fremme indeklimamærkning af flere byggevarer. Kritikken af scoremetoder rammer selve grundideen med metoderne, idet scoremetoder netop skal give et overskueligt resultat, men det er vigtigt, at der altid redegøres for, hvad der er vurderet, og hvorledes scoren er fastlagt, samt hvis det er ønskeligt at baggrundsdata kan fremskaffes. Figur 1. Det er væsentligt, at der i fremtiden arbejdes videre med metodeudvikling i LCA-modeller, således at effekter i arbejdsmiljø, indeklima og miljøbelastninger fra deponering af materialer kan vurderes. Det anbefales at fokusere på udvikling af modeller, der udnytter data fra indeklimamærkningen og at fremskaffe data for udvaskningen af byggeaffald, som kan indgå i modeller til vurdering af miljøeffekter i forbindelse med deponering af affald. Summary and discussion
The building sector uses numerous products (several thousands) many of which contain chemicals, some have harmful effects on human and environmental health. Due to the limited access of data the impacts of chemicals can be overlooked, e.g. in eco-profiles of building elements. The reason is lack of product-specific emissions by manufacturing chemical products, e.g. waterproofing systems and sealants. Besides, most LCA models do not include assessment of emissions in working environment, indoor climate or from disposal processes. The aim of the projectThis project aims to adapt an existing method for assessing chemicals and test it on selected construction products. The method should use easily available data, e.g. produced in environmental declarations of construction products, and include the whole life cycle of the materials. However, this project will focus on important life cycle phases, indoor climate and disposal. The project gives an overview of simple existing methods and discusses their suitability for assessing chemicals in construction products. One method is adapted and then tested on waterproofing systems. Waterproofing systems are recommended for different types of bathrooms, and many products are available some containing dangerous substances. An assessment of chemicals together with eco-profiles of building elements can supplement technical information already available for the different types of bathrooms. MethodologiesToday several simple methods for assessing chemicals exist, but in this project the stipulated requirements to the method were:
In general chemicals can be assessed in different ways:
Listing of chemicals use the same order of priorities as the authorities and include all information about the chemicals, but it may be difficult to get an overview of chemicals in building elements or buildings. In Denmark the environmental authorities use three lists, list of undesirable substances, list of effects and list of dangerous substances (available at www.mst.dk). The amount of specific hazardous categories, (e.g. type 1, 2 and 3 or unwanted, problematic or non-problematic) can be used as indicators of potential impacts from chemicals. The methods give results for building elements or buildings that are easy to communicate, but some detailed information is lost. All substances in the same category contribute equally, and special properties of some substances are not considered. The project uses two score methods, EURAM (European Risk Ranking Method) and EDIP screening method (Environmental Design of Industrial Products), both using a score for exposure and effect, and then multiply the scores. EURAM was used to rank high production volume chemicals, which afterwards went through a risk assessment. The principles for calculating scores according to EURAM were adapted to construction products. Score for exposure in the indoor climate was calculated from the amount of substance used, as emissions from construction products cannot be calculated from the properties of the substances (vapour pressure/boiling point, octanol-water partition coefficient). The effect score was based on odour detection limit. According to EURAM the score for human health was based on the classification of hazardous substances (Risk phrases). Score for exposure from disposal of products was calculated from the amount of substance used and some properties (vapour pressure/boiling point, octanol-water partition coefficient, and biodegradation). The effect score was based on the aquatic toxicity (LC50) for water organisms as in EURAM. The EDIP method based the score for exposure on qualitative criteria (expected emission, biodegradability and accumulation potential), and score for effect was based on the classification of chemicals (Risk phrases). Score methods give figures for the impacts from chemicals but it is important to give an overview of parameters and how the scale for these parameters are defined, see table 3. Table 3.
Score methods were developed to assess complex problems with many parameters in a standardized way that gives easily understandable results useful for documentation of buildings when comparing alternatives. Often the comparison is made on a subjective basis with no documentation of which parameters have been included. The disadvantages are that detailed information is lost, but it may be possible to get background information about the included parameters and the scales used. Waterproofing systems and eco-profile of bathroom wallsThere have been many problems with waterproofing of bathrooms, and consequently several types have been developed and some have recommended use of waterproofing systems. The systems consist of a primer and a membrane. Information about waterproofing systems has been collected from product information sheets and safety sheets. Some primers contain organic solvents and one contains chlorinated paraffins, but the safety sheets give information only about dangerous substances above a specific level, and it has not been possible to get complete compositions of primers and membranes. In addition, the safety sheets only provide information about chemicals in a product, but chemicals in two-component products may react and therefore pose no risk of impacts in the indoor climate and the disposal processes. The mentioned score methods assess chemicals in two waterproofing systems, one with a two-component epoxy primer and one with an acrylate primer, both with an acrylate membrane. The two-component primer contains several dangerous substances, and the acrylate primer contains some organic solvents. ResultsIndoor climate Modifications of EURAM show that it is difficult to use the method due to lack of data on emissions and odour detection limits. Therefore the exposure score is based on the amount of chemicals used and default values for the odour detection limits, but for two-component primers the results did not provide a good indicator for impacts from chemicals as default values are used for nearly all the components. Disposal The results from the adapted EURAM show that it is possible to make an assessment of the chemicals in products, but for two-component products the chemicals may have reacted to other substances. Concluding remarksToday eco-profiles do not include all important potential impacts from chemicals because environmental data for chemicals are incomplete. Furthermore, LCA models most often do not include life cycle phases where chemicals may impact, e.g. indoor climate and disposal. Therefore, it is necessary to develop other assessment methods for chemicals. From the application of different methods it can be emphasized that very simple methods should be used so long as life cycle assessments do not include impacts in the indoor climate and from disposal due to lack of data and models. At present it may be possible instead to list substances or to indicate the amount of specific categories of substances. However, efforts to obtain more data on chemicals and to develop generally accepted score methods should be intensified. Experts on human health and the working environment have criticized the methods for being too simple for assessing impacts in the working environment and indoor climate. Detailed information about the amount and type of chemicals in products is necessary for the assessment of impacts in the working environment. For the indoor climate the labelling of more products should be intensified, and the results from the labelling should be utilized the LCA. Figure 1. 1. IndledningDer anvendes mange byggevarer med farlige stoffer. I 1995 anvendte bygge- og anlægssektoren således ca. 6.000 produkter med farlige stoffer, og følgende produkter indeholdt uønskede stoffer:
Det er i dag erkendt, at nogle kemiske stoffer i byggevarer giver anledning til sundhedsskader og/eller skader i det ydre miljø. Nogle af stofferne er i dag forbudt, eller der er krav om en begrænset anvendelse, men stofferne kan stadig i forbindelse med bortskaffelse af affald give risiko for skader. Der savnes oplysninger om kemiske stoffer. Således vil nogle stoffer ikke være klassificeret på grund af manglende data, og den lange levetid for produkterne i bygninger gør det sandsynligt, at flere kemiske stoffer i løbet af en bygnings levetid klassificeres som farlige. Det er derfor væsentligt at få overblik over hvilke byggevarer, der indeholder farlige stoffer. Det er ligeledes vigtigt, at denne information videregives på en overskuelig måde, idet den skal forstås og anvendes af de mange parter med forskellig baggrund, der involveres i løbet af en bygnings levetid. 1.1 Kemiske stoffer i livscyklusvurderingerLivscyklusvurderinger (LCA) omfatter beregning af alle potentielle effekter, der opstår ved brug af produkter set over hele livsforløbet, fra råstofudvinding til bortskaffelse af materialer eller fra natur til natur, se figur 2. Beregning af de potentielle effekter sker ved at multiplicere den emitterede mængde af et stof med en effektfaktor, der er specifik for det pågældende stof og effekt. Effektfaktoren fastlægges ud fra kendskab til både stoffets skæbne og dets potentielle effekter, men da kemiske stoffer kan forårsage mange forskellige effekter, må hvert enkelt stof vurderes med hensyn til dets potentielle effekter. Denne vurdering er særlig vanskelig, fordi alle kemiske stoffer i princippet kan bidrage til toksicitet, og fordi der kun for et fåtal af stofferne findes toksiske data. Effektfaktorer for human toksicitet og økotoksicitet varierer for de forskellige LCA-modeller, der anvendes i Europa. Figur 2. The figure shows the supply of resources (energy, materials, water and landscape) and impact categories in the life cycle of a building (greenhouse effects, acidification, eutrophication photochemical oxidants formation, human toxicity (water and air), ecotoxicity, human health in the work environment and in the indoor climate together with changed landscape). 1.1.1 Fremstilling af byggevare Der bruges kemiske stoffer ved fremstilling af byggevarer, f.eks. tilsættes der stoffer for at ændre byggevarens tekniske egenskaber. I dag er det som regel muligt at fremskaffe oplysninger om indholdet af farlige stoffer i byggevarer, og muligvis kan energiforbrug til fremstilling af disse stoffer skønnes. Der mangler imidlertid data for produktspecifikke emissioner ved fremstilling af stofferne, og det synes også i fremtiden at være overordentligt vanskeligt at fremskaffe disse data. På byggepladsen anvendes der byggevarer med kemiske stoffer til imprægnering og overfladebehandling, men der mangler data for emissioner til arbejdsmiljøet. Nyeste erfaringer viser, at det i livscyklusvurderinger er muligt at inkludere effekter i arbejdsmiljøet på brancheniveau, men ikke på produktniveau. I dag sker reguleringer af arbejdsmiljøet ved, at der angives en MAL-kode for et kemisk produkt med farlige stoffer. MAL-kode består af to tal (koder), hvortil der er knyttet regler for sikkerhedsforanstaltninger for at undgå henholdsvis skader ved indånding af dampe og skader på hud og øjne. For kemiske produkter med farlige stoffer udarbejdes der sikkerhedsdatablade, og i dag er der etableret en database, som samler sikkerhedsdatablade for produkter, der bruges under opførelse af bygninger, (en demoversion er tilgængelig på internettet: www.entrep-bst.dk). I "Center for kemikalier i industriel produktion" arbejdes der i tæt samarbejde med producenter med udvikling af modeller, der kan benyttes, når der skal ske en substitution af stoffer til mindre farlige stoffer. 1.1.3 Vedligehold og brug af bygningen Der bruges materialer til vedligehold og renovering af bygninger. Ud fra erfaringer fastsættes type og mængde af disse materialer. Oplysningerne indgår sammen med andre miljødata for materialerne i livscyklusvurderinger. Under brug kan der ske afgasninger fra byggevarer til indeklimaet, som kan give sundhedseffekter. I Dansk IndeklimaMærkningsordning (DIM) måles afgasninger, og ordningen vurderer effekter fra disse afgasninger. Der angives således en tid inden for hvilken, der kan være risiko for sundhedsbelastninger. Data fra DIM kan benyttes til at beregne effekter i indeklima efter samme paradigme som de øvrige effekter i den danske livscyklusmodel, UMIP-modellen (Udvikling af Miljøvenlige IndustriProdukter) og således indgå i livscyklusvurderinger. Effekter i indeklimaet kan dermed tydeliggøres i oversigter over miljøbelastninger fra bygningsdele, og der kan således på et meget tidligt tidspunkt i bygningens livsforløb tages hensyn til indeklimaet. 1.1.4 Nedrivning og bortskaffelse I dag opgøres mængder af forskellige typer affald, der opstår ved nedrivning af bygningen. Der vurderes, om affaldet kan genbruges, om materialerne kan genindvindes, om energien i materialet kan udnyttes ved forbrænding af materialet, eller om affaldet skal deponeres. I livscyklusmodeller skelnes der mellem volumenaffald, farligt affald samt slagge og aske. Meget af byggeaffaldet benyttes i dag som delkomponent i veje (alternativ til stabilt grus), og der er således risiko for, at der kan ske udvaskning til miljøet, men der mangler data for udvaskning af byggeaffald. Der arbejdes i dag med modeller, der beregner effekter fra deponering af affald, men der arbejdes ikke specifikt med byggeaffald. 1.2 Mangler i LCAI dag indeholder livscyklusmodeller således ikke effekter fra kemiske stoffer, enten fordi der mangler data for emissioner, eller fordi der mangler modeller til beregning af potentielle effekter i visse dele af livsforløbet for et produkt. Det er et udbredt ønske i langt højere grad at kunne medtage effekter fra kemiske stoffer for dermed at motivere til et mindre forbrug af skadelige stoffer. Tabel 4. Lack of data and models for assessing chemicals in life cycle assessments.
LCA-vurderinger af bygningsdele giver derfor ikke et fuldstændigt billede af belastninger fra brug af kemiske stoffer i byggevarer. Der må derfor vælges en anden metode til vurdering af kemiske stoffer f.eks. en scoremetode. Det er vigtigt, at resultatet fra en sådan metode anvendes i miljøprofiler, og at resultaterne normaliseres og vægtes efter samme principper som de øvrige effekter. GWP: Drivhuseffekt, AP: Forsuring, NP: Næringssaltbelastning, HT: Human toksicitet,
PT: Persistent toksicitet, TOX: Toksicitet af kemiske stoffer, muligvis i en anden enhed.
Transport: Råmaterialer til fabrik. PEM: Personækvivalenter vægtet efter målsatte
udledninger. GWP: Global warming potential, AP: Acidification potential, NP: Nitrification potential, HT: Human toxicity potential TOX: Toxicity of chemicals, in the future results from the score method. Figur 3. Inden for byggesektoren vanskeliggøres vurderingen af kemiske stoffer af:
Derfor eksisterer der et behov for at kunne vurdere miljøeffekter fra kemiske stoffer i byggevarer på en forenklet måde, f.eks. ved brug af scoremetoder i de faser, hvor der ikke er eller kan fremskaffes data, og hvor der ikke er udviklet modeller til effektvurderinger. 1.3 Projektets formål og indholdProjektets formål er at tilpasse og dernæst afprøve en allerede udviklet metode på kemiske stoffer i udvalgte byggevarer. Metoden bør omfatte alle faserne i en bygnings livsforløb, men her vil der blive lagt vægt på brugs- og bortskaffelsesfasen, idet disse er væsentlige for byggevarer. Arbejdsmiljøet er ikke medtaget, da det er vanskeligt at vurdere effekter i arbejdsmiljøet fra et enkelt produkt. Arbejdsmiljøet er desuden en parameter, som der allerede i udstrakt grad tages hensyn til. Der er ikke medtaget fremstilling af kemiske stoffer, da der arbejdes i et igangværende projekt med at fremskaffe miljødata for denne fase. Projektet omfatter en oversigt over forenklede metoder; væsentlige metoder er beskrevet i kapitel 2. Der vælges at tilpasse EURAM-metoden til vurdering af kemiske stoffer i byggevarer for effekter i indeklimaet og ved deponering af byggematerialer. EURAM-metoden og modifikationer heraf er beskrevet i kapitel 3. Metoden er afprøvet på to vandtætningssystemer til badeværelser, oversigt over vandtætningssystemer er givet i kapitel 4. Kapitel 5 giver resultaterne fra afprøvningen med den modificerede EURAM-metode. Til sammenligning gives også resultater fra afprøvningen med andre metode 2. Metoder til vurdering af kemiske stofferDer eksisterer et stort antal forenklede vurderingsmetoder. Her er det valgt at fokusere på metoder, der falder i tre hovedtyper, listning af stoffer, mængde af forskellige kategorier af stoffer samt scoremetoder, hvor der tildeles en score for emission og en for effekt. Tabel 5 giver en oversigt over de anvendte metoder. Tabel 5. Overview of simple methods used.
De nævnte metoder baserer sig på oplysninger om indhold af farlige stoffer i byggevaren, og det kan derfor overses, at kemiske stoffer forsvinder, når tokomponentprodukter blandes. Det fremgår heller ikke umiddelbart, at der dannes kemiske stoffer senere i byggevarens livsforløb. 2.1 Listning af stofferVed listning af stoffer benyttes de officielle lister. En listning af stoffer baserer sig på klassificering af farlige stoffer, som gives i sikkerhedsdatablade. Ud fra tilgængelige oplysninger har eksperter vurderet hvilke kemiske stoffer, der (evt. i en given anvendelsessituation) er farlige/risikable. I Danmark findes flere lister, men der er valgt at anvende tre lister, som afspejler den generelle farlighed af stofferne:
Miljøstyrelsen har udarbejdet en liste over stoffer, som anses for at have særligt betænkelige sundheds- og/eller miljømæssige effekter, den såkaldte effektliste. Effektlisten (Weddebye et al., 2000) indeholder ca. 1.400 stoffer, som er udvalgt fra en liste på 9.400 stoffer, der enten er "high production volume" (HPV) stoffer eller indgår i produkter, der er anmeldt til Kontoret for Produktdata. Effektlisten indeholder en lang række stoffer, hvor der savnes data, men som på baggrund af QSAR1 computerberegninger vurderes at være miljøskadelige. Kriterierne for udvælgelse af sundhedsskadelige stoffer til Effektlisten fremgår af tabel 7. Listen over uønskede stoffer, (Miljøstyrelsen, 2000) indeholder ca. 68 stoffer eller stofgrupper, som er udvalgt fra Effektlisten, fordi de anvendes i stor mængde (> 100 t/år) og repræsenterer således stoffer, som danske myndigheder på sigt ønsker at forbyde eller begrænse anvendelsen af. Liste over farlige stoffer (Bekendtgørelse nr.733, 2000) indeholder stoffer, der ud fra fastlagte kriterier klassificeres som farlige stoffer. Stofferne på listen har ikke tidligere været vurderet med hensyn til miljøfare, men nu klassificeres stofferne også ud fra risiko for miljøeffekter. I dag skal en producent eller importør af kemiske produkter (som f.eks. maling, fugemasse, vandtætningssystemer, spartelmasser, lim m.m.) fremskaffe oplysninger om farlige stoffer i produkterne. Indeholder produktet farlige stoffer, skal det mærkes korrekt, og der udarbejdes et sikkerhedsdatablad, som følger produktet. Oplysningerne skal indberettes til Kontoret for Produktdata, hvor de indlægges i en database. Der findes en række andre lister, som Arbejdstilsynet benytter, f.eks. liste over stoffer, som er klassificeret som kræftfremkaldende. Proaktive virksomheder inden for byggesektoren har udarbejdet lister over stoffer, som man på langt sigt ønsker at udfase eller begrænse brugen af. Listerne kan benyttes til at stille krav til byggevarer, (i appendiks 7.2 er der givet en oversigt over stoffer i disse lister). 2.2 Mængde af forskellige kategorier af stofferI sikkerhedsdatabladene angives indhold af farlige stoffer, og herudfra kan mængde af forskellige kategorier af stoffer beregnes. Der foretages en første sortering af stofferne i tre kategorier afhængig af deres sundheds- og miljømæssige egenskaber, f.eks. mængde af type 1, 2 og 3 stoffer eller mængde af uønskede (U), problematiske (P) og håndterbare stoffer (H). 2.2.1 Mængde af type 1, 2 og 3 stoffer I Håndbog i miljøvurdering af produkter, (Miljøstyrelsen, 2001) er der valgt at inddele i følgende kategorier på basis af stoffernes fareklassifikation: Type 1: Yderst problematiske stoffer
Type 2: Problematiske stoffer
Type 3: Mindre problematiske stoffer
Kriterierne er etableret i forbindelse med udvikling af en forenklet trinvis metode til livscyklusvurderinger af produkter i små og mellemstore virksomheder, og er beskrevet i Håndbog i miljøvurdering af produkter (Miljøstyrelsen, 2001). 2.2.2 Mængde af U, P og H stoffer I UPH-metoden udnyttes ligeledes fareklassifikationen af de kemiske stoffer, jf. tabel 7. Stoffer, som har særligt skadelige egenskaber, tildeles et U (Uacceptabel), og stoffer med skadelige egenskaber tildeles et P (Problematisk), mens dem, som har begrænset skadelige virkninger, f.eks. hudirritation, tildeles et H (håndterbare). Når det drejer sig om miljømæssige egenskaber, inddeles stofferne i A, B og C stoffer i henhold til Vejledning vedrørende tilslutning af spildevand til kommunale spildevandsanlæg, (Miljøstyrelsen, 1994). Denne vejledning indeholder dog ikke særlig mange stoffer, og UPH-metoden benyttes derfor her til vurdering af sundheden. Kriterierne er fastlagt i et projekt, som havde til formål at prioritere kemikalier, der anvendes i industrivirksomheder, (Erhvervsfremmestyrelsen, 1996). UPH-metoden anvendes også i et forslag til miljøvaredeklarationer, (Toldsted et al., 1997). 2.3 ScoremetoderScoremetoder anvendes til at screene kemiske stoffer i forhold til deres farlighed, og der fokuseres således på de stoffer, som har de største potentielle skadevirkninger. Der findes mange scoremetoder (Davis et al., 1994), nogle er udviklet i Danmark (f.eks. UMIP-screeningsmetode) og nogle i EU's kemiske kontor (EURAM-metoden). Metoderne er udviklet for at kunne prioritere kemiske stoffer. De nævnte metoder giver en score for eksponering og en for effekt. For begge metoder bygger effektscoren for sundhed på risikosætninger for kemiske stoffer. Effektscoren for miljø fastlægges primært ud fra toksicitetsværdier for vandlevende organismer LC50 (dvs. den koncentration, hvor 50 % af organismerne dør). I scoremetoder gives der en score for eksponering, men scoren er ikke et mål for eksponering i de enkelte faser af livsforløbet. Det antages enten, at alt stoffet emitteres, dvs. at scoren reelt baserer sig på farlighed udtrykt ved risikosætninger, eller at scoren fastlægges på baggrund af beregninger, hvori der indgår mængde af stoffet, der anvendes, stoffets nedbrydelighed i miljøet (bionedbrydelighed) og dets evne til at koncentrere i levende organismer (bioakkumulering). I UMIP-screeningsmetode (Hauschild et al., 1998a og 1998b) tildeles scoren for eksponering en værdi ud fra, om stoffet forventes udledt, om stoffet kan forventes at forblive i miljøet (ikke let-bionedbrydeligt, R53), eller om det forventes at kunne ophobes i levende organismer (bioakkumulerende, R58), jf. tabel 6. Principielt indgår mængden af stoffet ikke i denne metode, men den kan modificeres, således at den anvendte mængde multipliceres med scoren, UMIP-mængde screeningsmetode. Tabel 6. Score for exposure in the EDIP screening method (Environmental Design of Industrial Products, EDIP) is based on an assessment of expected exposure and risk-phrases.
1) Pow: Oktanol/vand fordelingskoefficient.EURAM-metoden (Hansen et al., 1999) beregner stoffets fordeling i miljøet. Når det drejer sig om eksponering af mennesker, er den udelukkende baseret på mængde, damptryk/kogepunkt og oktanol/vand fordelingskoefficient. Når det gælder eksponering i miljøet, anvendes flere parametre til beregningen bl.a. damptryk, vandopløselighed, nedbrydelighed og oktanol/vand fordelingskoefficient. Eksponeringsscoren i EURAM-metoden er forklaret nærmere i appendiks 7.1. 2.3.2 Score for sundhedseffekter Scoren baserer sig på fareklassifikation af stoffer. Der er forskel på, hvor stor en vægt de enkelte metoder tillægger de forskellige effekter, se tabel 7. En væsentlig egenskab ved EURAM-metoden i forhold til de andre metoder er, at der lægges betydelig større vægt på kroniske skader som kræft, skader på arveanlæg og reproduktion end på akutte skader. I indeklimaet, hvor der oftest vil være tale om meget små emissioner over lang tid, er det rimeligt også at lægge vægt på de kroniske skader, idet det ikke er sandsynligt, at der optræder koncentrationer, der kan give akutte effekter bortset fra lugtgener og slimhindeirritation. Det vurderes derfor, at scoren i EURAM-metoden er relevant for indeklimaet i det omfang, det drejer sig om skadelige langtidsvirkninger af stofferne. Scoren i EURAM-metoden vil også være yderst relevant for produkters sundhedsskader, f.eks. i arbejdsmiljøet. Tabel 7. Scores for human health in the simple methods are based on risk phrases.
Slimhindeirritation er ikke nødvendigvis fareklassificeret, men stoffer klassificeret med R37 vil have denne effekt (samt ofte stoffer med R34-35-36-38-41).
I UMIP-screeningsmetoden tildeles scorer for effekter i miljø efter stoffets fareklassifikation, jf. tabel 8. Tabel 8. Parameters for the effect score in the EDIP screening method.
EURAM-metoden fastsætter en score ud fra stoffets giftighed over for organismer i miljøet. Der anvendes data for NOEC (NO Effect Concentration, dvs. den koncentration, der ikke giver effekter ved længere tids påvirkning), eller LC50 (Lethal Concentration, dvs. koncentrationen, hvor 50 % af organismerne dør). Hvis ingen af disse data er til rådighed, anvendes der en standardværdi på 10 ng/l (0,000000001 g/l). QSAR betyder kvantitative strukturaktivitetrelationer. Ved hjælp af computersimuleringer kan det på baggrund af viden om lignende stoffer forudsiges, hvilke egenskaber et stof har i miljø- og sundhedsmæssig sammenhæng.3. EURAM-metode og modifikationer af denneI dette projekt afprøves EURAM-metoden på to vådrumsprodukter. EURAM-metoden (detaljeret beskrevet i Hansen et al., 1999), beregner en score for sundhed og miljø. Begge disse scorer fremkommer ved multiplikation af en score for eksponering og en for effekt. Eksponeringsscoren for sundhed beregnes ud fra mængde af stoffet, damptryk/kogepunkt og oktanol/ vand fordelingskoefficient, se figur 4. Effektscoren fastsættes ud fra risikosætninger (R-sætninger), jf. tabel 7 i kapitel 2. Eksponeringsscoren for miljø beregnes ud fra mængde, stoffets fordeling i miljøet, dets bionedbrydelighed samt evne til ophobning i organismer. Der udregnes desuden en effektscore ud fra stoffets giftighed over for organismer i vandmiljø. Figur 4. The figure shows parameters for fixing scores for exposure and effect in the EURAM method (European Risk Ranking Method) and modifications of the EURAM method. The EURAM method is altered for assessing impacts from chemicals in indoor climate and by disposal of building materials. 3.1 Sundhedseffekter i indeklimaetKemiske stoffer i byggematerialer kan bidrage til problemer i indeklimaet, men det er meget vanskeligt at vurdere emission ud fra simple data som stoffernes kemiske og fysiske egenskaber (Nielsen & Wolkoff, 1993b; Bluyssen et al.,1997). Dette skyldes, at afgivelsen af flygtige og semiflygtige organiske stoffer i høj grad afhænger af diffusion af stoffet i materialet. Afgivelsen må derfor bestemmes ved laboratorieundersøgelser. I den danske indeklimamærkningsordning (Nielsen & Wolkoff, 1993a og 1993b) er dette erkendt, og afgasningen måles. Konsekvensen heraf er, at der i EURAM-metoden modifikation i figur 4 bruges den anvendte mængde af stoffet pr. m2 overflade som et mål for eksponeringen. Der tages således ikke hensyn til fordampning eller en tidsmæssig afgasning af stoffet. Effekter i indeklimaet fra kemiske stoffer er oftest komfortgener, dvs. primært lugt- eller helbredsgener i form af slimhindeirritation, hovedpine, træthed eller koncentrationsbesvær. Indeklimamærkningsordningen vurderer således i dag effekter som lugt og slimhindeirritation. Oplevelse af en ubehagelig lugt influerer på ens velbefindende, men der er endnu ikke dokumenteret en direkte sammenhæng mellem lugt- og helbredsgener. Slimhindeirritation repræsenterer en egentlig helbredsgene, som angives ved risikosætning R37 (irriterer luftvejene) og indgår derfor i EURAM-metoden. Der vælges at fastlægge scorer ud fra grænseværdier for lugt og/eller slimhindeirritation. I praksis vil det oftest være lugt, som optræder ved den laveste koncentration, og som derfor vil være den bestemmende faktor. Scoren defineres analogt med effektfaktorer i UMIP-modellen, dvs. omvendt proportional med grænseværdien, og der vælges at benytte logaritmen til grænseværdien for lugt, da sanseindtryk normalt afhænger af logaritmen til koncentration (logaritmisk normalfordelt): HEF: Human EFfect I de tilfælde, hvor der ikke eksisterer en lugtgrænse for stoffet, er der brugt en default-værdi på 100 ppb. Ved afprøvningen er der også tildelt en score for effekt efter stoffernes klassificering, EURAM-metoden og modifikation 3, se figur 4. Den endelige score kan beregnes: Samlet score = Mængde * HEF I tabel 9 er EURAM-metoden sammenlignet med modifikationer af metoden, som er lavet i dette projekt. Tabel 9. Scores for human health in the EURAM method compared to parameters in the modifications of the EURAM method.
HEXV: Human EXposure Value; HEX: Human EXposure; DistHH : Distribution for
Human Health; 3.2 Effekter i det ydre miljøDer kan forekomme udslip af kemiske stoffer i byggevarer til miljøet under brug af produkterne og ved deponering af nedknust byggeaffald på jord. Ved deponeringen er der mulighed for, at stofferne vil kunne udvaskes og nå grundvand og overfladevand. Selvom vandopløselighed og oktanol/vand fordelingskoefficient er stofegenskaber, som har væsentlig betydning for udvaskning, er der valgt at anvende mere generelle egenskaber for stoffets spredning i miljøet. Eksponeringspotentialet (EXP) beregnes ud fra anvendt mængde af stof pr. m2 overflade, bionedbrydelighed (BIO) og akkumuleringspotentiale (AP). I forhold til EURAM-metoden udelades således en beregning af stoffets fordeling i miljøet, jf. tabel 10.
I dette projekt benyttes den anvendte mængde af stoffet som et mål for den emitterede mængde. Der tages således ikke hensyn til, om stoffet virkelig emitteres. Den emitterede mængde kan være meget forskellig fra mængden af stoffet i produktet:
Der er ikke mange stoffer, som er undersøgt for effekt på organismer i jordmiljøet, hvorfor der i de fleste sammenhænge anvendes data vedrørende effekter på organismer i vandmiljø. Der vælges at basere vurderingen på værdier for toksicitet over for vandorganismer. Der er stor forskel på datagrundlaget, der ligger til grund for fastlæggelse af grænseværdier, og dermed pålideligheden af disse. Der anvendes derfor en vurderingsfaktorer, som afhænger af den tilgængelige datamængde (se appendiks 7.1):
Effektscoren normaliseres derefter i EURAM-metoden til at ligge mellem 0 og 10 ved hjælp af følgende udtryk:
Den samlede score beregnes derefter ved multiplikation af eksponeringsscoren med effektscoren: Samlet score = EXP * EEF
Tabel 10. Scores for ecological health in the EURAM method compared to scores in the modifications of the EURAM method.
EEXV: Environmental EXposure Value; AP: Accumulation Potential; EEX: Environmental EXposure; EEFV: Environmental EFfect Value; EEF: Environmental EFfect. 4. Kemiske produkter i badeværelser
Der har været problemer med at opnå en god vandtæthed i badeværelser. Myndighederne kræver således, at der anvendes vandtætning, når der i etagedækket indgår organisk materiale, eller når væggene består af gipskartonplader, fibergipsplader eller kalciumsilikatplader. Der er også udarbejdet anvisninger for, hvorledes badeværelset bør konstrueres for at opnå en god vandtæthed (Statens Byggeforskningsinstitut,1998). Der anbefales derfor i mange udførelser at benytte vandtætningssystemer. Disse produkter kan indeholde farlige stoffer, hvorfor der i dette projekt er valgt at kortlægge de farlige stoffer. Der gives her en oversigt over badeværelsestyper samt en oversigt over farlige stoffer i produkter som vandtætningssystemer, mørtel og fugemasse. 4.1 Badeværelser og vandtætningssystemerDet har været vanskeligt at opnå en god vandtæthed i badeværelser. Der er derfor udviklet flere typer badeværelser, hvor der er lagt vægt på at øge vandtætheden især til den vandbelastede del af badeværelset (vådzonen). Tabel 11 angiver eksempler på badeværelser. Tabel 11. Selected bathrooms.
Det anbefales således at benytte vandtætningssystemer i de fleste typer badeværelser og for vådzonen at benytte et opretstående badekar af f.eks. stål eller plast. Vandtætningssystemer består af en primer og en membran. I dag bruges membraner af acrylat eller copolymer af acrylat, tokomponentmembraner bestående af cement og acrylatdispersion samt membraner, der indeholder bitumen. I tabel 12 og 13 angives komponenter i de forskellige produkter. Tabel 12. Different membranes for waterproofing.
Tabel 13. Main components of primer, adhesive and sealants.
I tabel 14 gives eksempler på farlige stoffer i vandtætningssystemer. Oplysningerne er hentet fra sikkerhedsdatablade, som skal oplyse om indholdet af farlige stoffer, hvis produktet er faremærket, og/eller hvis det indeholder mindst 0,5 % flygtigt opløsningsmiddel og/eller mindst 1 % aktivt epoxy/ isocyanat. Regler for mærkning af kemiske produkter er præciseret i Miljøstyrelsens Bekendtgørelse for mærkning og klassificering af produkter (Bekendtgørelse om klassificering, 2000). Tabel 14.Oversigt over farlige stoffer i vandtætningssystemer, (oplysninger fra sikkerhedsdatablade). Hazardous substances in waterproofing systems.
Vandtætningssystemer kan indeholde andre kemiske stoffer, men indholdet er så lavt, at det ikke i dag skal deklareres:
Tabel 15. Composition of primer and membrane of acrylate polymer.
1) Der er regnet med, at primer og membran indeholder ca. 46 % styren-acrylat i miljøprofilen i appendiks 7.4.Der er valgt at vurdere to typer vådrumsmembraner, én på acrylatbasis, hvor både primer og membran er acrylat eller copolymer af acrylat og styren, og én, hvor der benyttes en tokomponent epoxyprimer og en membran af acrylat. Tabel 16 giver oplysninger om farlige stoffer i primer til gulv, men der foreligger ikke oplysninger om farlige stoffer i membran og i primer til væg. Tabel 16. Hazardous substances in two-component epoxy primer (for floors), in styrene-acrylate primer (for walls) and in membrane of styrene-acrylate.
Fra oplysninger fra Kontoret for Produktdata, fra sikkerhedsdatablade og produktinformationsblade er der genereret en typisk sammensætning for en fugemasse på cementbasis, se tabel 17. Det fremgår af sikkerhedsdatablade for de øvrige produkter, at disse fortrinsvis indeholder cement, som er klassificeret som lokalirriterende. Tabel 17. Composition of adhesive for tiles and sealants.
4.2 Oplysninger om produkternes sammensætningDet har i projektet været et ønske at få oplysninger om sammensætningen af produkterne, primer, membran, flisemørtel og fugemasse. Der er derfor indsamlet produktinformations- og sikkerhedsdatablade for almindelige anvendte vandtætningssystemer, se appendiks 7.5, men det har kun været muligt at skaffe supplerende oplysninger i ét tilfælde. Producenterne ønsker ikke at oplyse om produkternes sammensætning. Mange af produkterne kan indeholde farlige stoffer og er registreret i databasen hos Kontoret for Produktdata. Dette kontor har på baggrund af de registrerede produkter opgivet en gennemsnitssammensætning for nogle udvalgte produktgrupper. Imidlertid er disse oplysninger så generelle, at de kun kan bruges orienterende. 5. Resultater af afprøvningen
I dette kapitel præsenteres resultaterne fra brug af EURAM-metode, modifikation 2 og 3. Resultaterne afhænger af metoden og for at anskueliggøre dette, afprøves flere forenklede metoder. (Mængde af forskellige kategorier af stoffer og UMIP-screeningsmetode). 5.1 Nødvendige data til modifikationer af EURAM-metodeModifikationer af EURAM-metoden er afprøvet på to vandtætningssystemer, et bestående af en primer og en membran af acrylatdispersion (produkt 1), og et bestående af tokomponent epoxyprimer og en membran af acrylat (produkt 2). Tabel 18 giver en oversigt over de parametre, der er nødvendige for at kunne beregne scorer for det enkelte stof. Tabel 18. Data needed for assessing impacts from chemicals in product 1 using modifications of the EURAM method. Data listed in the last three columns are needed for other simple methods used. 1) RD50 er den luftkoncentration, hvor 50 % af forsøgsdyrene (mus) får slimhindeirritation.2) Nedbrydelighed er defineret i Hansen et al., 1999, se appendiks 7.1. 3) LC50 for organismer i vand, LC50 er den koncentration, hvor 50 % af dyrene dør. 4) LUS: Listen over uønskede stoffer, EFL: Effektlisten. 5) R45 kan udelades, hvis det kan påvises, at benzenindholdet er <0,1 %, hvilket oftest er tilfældet i Danmark. Derfor baseres UMIP-score på R65 (effektscore 1). Alle stofferne indgår i primeren med undtagelse af stof nr. 8, som er estimeret restmonomer i flisemørtlen. Der er ingen oplysninger om sammensætningen af membranen. Data for primeren er maskeret for at bevare fortroligheden. Som det fremgår af tabel 18 er der fundet data for de fleste stoffer i produkt 1. Lugtgrænse for solvent naphtha er ikke tilgængelig, og der er derfor anvendt en default-værdi for lugtgrænsen på 100 ppb, som i de øvrige tilfælde, hvor lugtgrænsen ikke kan findes. Desuden er visse nedbrydelighedsdata estimeret ved hjælp af analogislutninger (EPIWIN-program). De øvrige data er fundet i databaser, der er tilgængelige på internettet2 eller i VOC-databasen (Jensen et al.,1996). Der er enkelte mangler i data for produkt 1, men ikke flere end at det med en vis usikkerhed er muligt at anvende metoden. For slimhindeirritation er der dog så få data, at det ikke er muligt at beregne en score for effekt. Tabel 19 giver data for stoffer i produkt 2, der alle stammer fra primeren. Der er ingen oplysninger om sammensætningen af membranen. Membranen indeholder bindemidler, blødgørere og fyldstoffer, som eventuelt kan være af betydning. Med undtagelse af data for benzylalkohol er de øvrige data i skemaet estimeret ved analogislutninger. Lugtgrænsen for benzylalkohol findes, men de øvrige værdier for lugtgrænse er default-værdier. Der er ingen data for slimhindeirritation. Tabel 19. Data needed for assessing impacts from chemicals in product 2 using modifications of the EURAM method. Data listed in the last three columns are needed for other simple methods used.
Som nævnt tidligere kan emissionen til indeklimaet kun fastlægges ved målinger. Da der ikke foreligger målinger af emissionen, må eksponeringen derfor håndteres simpelt. Figur 5. The figure gives an overview of scores in modifications of the EURAM method. The score for human health in modification 2 is based on odour detection limit, and in modification 3 on classification of chemicals (R-phrases). Modifikation 2 benytter en kontinuerlig skala for effektscoren, hvor scoren baserer sig på lugtgrænser og således tager udgangspunkt i en specifik viden om stofferne. Modifikation 3 benytter en arbitrær skala for effektscoren, hvor scoren tager udgangspunkt i stoffernes fareklassificering. Modifikation 2 er derfor umiddelbart at foretrække. 5.2 Resultater med modifikationer af EURAM-metodeBegge modifikationer af EURAM-metoden benytter den anvendte mængde af stoffet som et mål for eksponeringen, se figur 5. I figur 6 ses resultaterne af afprøvningen. Figur 6. The figure shows scores for human health using modifications of the EURAM method. 1-8 give the score for the single substance in product 1. See table 18. Som det ses af figuren, er scoren meget lav for nogle stoffer. Figur 7 viser scorer for produkt 2 med anvendelse af default-værdier for lugtgrænsen. Det er selvfølgelig et problem, at der anvendes default-værdier, idet default-værdier giver gennemsnitsværdier. Således tages der ikke hensyn til stoffer med særligt betænkelige egenskaber. Figur 7: The figure shows scores for human health for product 2 using modifications of the EURAM method. A-I gives the score for the single substance. See table 19. I figur 8 er vist en sammenligning af de to produkter. Som det ses af figuren er scorerne for produkt 2 meget større (ca. 10 gange) end scorerne for produkt 1, når scorerne er baseret på fareklassificering (R-sætninger). Dette skyldes dels, at de farlige stoffer i produkt 1 kun findes i små mængder, dels at primeren for produkt 2 næsten udelukkende består af farlige stoffer. Dog reagerer stofferne i primeren med hinanden efter blanding, og dette tager EURAM-metoden ikke hensyn til. Scorerne for produkt 2 er højere, når disse baserer sig på grænseværdier for lugt, men i dette tilfælde er der næsten udelukkende anvendt default-værdier. Figur 8. The figure shows the scores for human health for product 1 and 2 using different modifications of the EURAM method, see table 20. (Modification 2: Effect score based on odour detection limit; modification 3: Effect score based on classification of chemicals, R-phrases). Produkt 1 indeholder kun 8 stoffer, hvorfor der ingen score er ud for nr. 9. Nogle stoffer giver desuden en meget lav score. For produkt 2 er det især stofferne 1 og 5, som har betydning, jf. tabel 20. Disse stoffer har en allergen henholdsvis ætsende virkning. 5.2.2 Miljøeffekter ved bortskaffelse I nedenstående figur 9 ses det, at også ved bortskaffelse scorer produkt 2 højere end produkt 1. Figur 9. The figure shows the scores for ecological health using modifications of the EURAM method. 1-9 give the score for the single substances and 10 gives the total score. Den modificerede EURAM-metode viser således, at produkt 1 er bedre end produkt 2. 5.3 Resultater med andre metoderDet har været et ønske at undersøge, om der opnås samme konklusioner med andre metoder. Ud fra mængden, der anvendes, og produktets sammensætning beregnes mængde af forskellige kategorier af stoffer, se figur 10. Figur 10. The figure shows the amount (in g) of different hazard categories (type 1, 2 and 3) for product 1 and 2. Diagrammet viser, at der indgår en stor mængde af type 1 og type 2 stoffer i produkt 2 og kun en lille mængde af type 3 stoffer, dvs. klassificerede stoffer uden sundhedsskadelige egenskaber. UPH-metoden fastlægger mængden af henholdsvis U, P, og H stoffer (Uacceptable, Problematiske og Håndterbare stoffer). Som det fremgår af figur 11, viser denne metode også, at produkt 1 scorer lavere end produkt 2. Figur 11. The figure shows the amount (in g) of different hazardous categories (undesirable, problematic and non-problematic) in the two products. Det er især epoxykomponenterne, der bidrager til mængden af U stoffer. Disse stoffer findes i tokomponentprimeren og vil reagere med hinanden ved sammenblandingen af komponenterne. Begge metoder når frem til, at produkt 2 har den største mængde af yderst problematiske stoffer. Det kan anbefales at benytte metoden (type 1, 2 og 3 stoffer), da kriterierne er nemme at forstå, og gør dermed metoden let at anvende. UMIP-screeningsmetoden tildeler scorer på baggrund af stoffernes fareklassificering. Da der ikke er oplysninger om emission af stoffer, antages det, at alle stoffer emitteres og nedbrydes langsomt (eksponeringsscore 8). Som det ses, er scorer for produkt 1 også her lavere end scorer for produkt 2, selv om forskellen er mindre end ved de to andre metoder. Figur 12. The figure shows the scores for human health using the EDIP screening method. Nos. 1-9 give the score for the single substance and 10 gives the total score. Product 1 contains 8 substances and product 2 contains 9 substances. Figur 13. The figure shows the scores for human health using the EDIP screening x amount method. In this method the scores are multiplied by the amount used. Nos. 1-9 give the score for the single substance and 10 gives the total score. Product 1 contains 8 substances and product 2 contains 9 substances. I UMIP-screeningsmetoden tages der ikke hensyn til mængden. I figur 13 er scoren for det enkelte stof multipliceret med mængden af stoffet. Figuren viser, at produkt 2 scorer højere end produkt 1, men også at denne metode giver en større forskel på de to produkter end ved UMIP-screeningsmetoden. Det er rimeligt at medtage den anvendte mængde i scoren, da anvendelse af en større mængde sandsynligvis også vil føre til en større eksponering, og dermed til en større risiko for sundhedseffekter. Primært Aquire tilgængelig på http://www.epa.gov/ecotox/, HSDB tilgængelig på http://toxnet.nlm.nih.gov/ samt environmental fate data base tilgængelig på http://esc.syrres.com/efdb.htm.6. ReferencerBekendtgørelse af listen over farlige stoffer: Bekendtgørelse nr. 733 af 31. juli 2000. (2000). København: Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse om klassificering, emballering, mærkning, salg og opbevaring af kemiske stoffer og produkter: Bekendtgørelse nr. 1065 af 30. november 2000. (2000). København: Miljø- og Energiministeriet. Bluyssen, P., et al. (1997). Evaluation of VOC emissions from building products: Solid flooring materials (European collaborative action. Indoor air quality and its impact on man. Environment and Quality of Life. Report No. 18 = EUR 17334 EN). Brussels: European Commission, Joint Research Centre – Environment Institute. BPS-centret. (1998). Håndbog i miljørigtig projektering. Bind 2. Miljødata. Eksempler (Publikation 121). København. By- og Boligministeriet. (1999). Vådrum: Bedre brug af totalløsninger for opbygning af bade- og wc-rum (Projekt Renovering). København. Davis, G. A., Swanson, M. B. og Jones, S. L. (1994). Comparative evaluation of chemical ranking and scoring methodologies. Knoxville, TN: University of Tennessee, Center for Clean Products and Clean Technologies. Erhvervsfremmestyrelsen. (1996). Prioritering af kemikalieforbrug på industrivirksomheder (forprojekt). DTI-Miljø, & dk-TEKNIK, & DTC, & VKI. Hansen, B. G., Van Haelst, A. G., Van Leeuwen, K. og Van der Zandt, P. (1999). Priority setting for existing chemicals: European Union risk ranking method. Environmental Toxicology and Chemistry, 18(4), 772-779. Hansen, E. (1995). Miljøprioritering af industriprodukter (Miljøprojekt nr. 281). København: Miljøstyrelsen. Hauschild, M. Z., Wenzel, H., Damborg, A.og Tørsløv, J. (1998a). Ecotoxicity as a criterion in the environmental assessment of products. In M. Z. Hauschild & H. Wenzel (Eds.), Environmental assessment of products. Vol. 2 Scientific background. London: Chapman & Hall. Hauschild, M. Z., Olsen, S. I.og Wenzel, H. (1998b). Human toxicity as a criterion in the environmental assessment of products. In M. Z. Hauschild & H. Wenzel (Eds.), Environmental assessment of products. Vol. 2 Scientific background. London: Chapman & Hall. Höganäs Klinker, glaseret (1999). Byggvarudeklarationer. Höganäs Byggkeramik AB. Jensen, B. og Wolkoff, P. (1996). VOC-database. Odor thresholds, mucous membran irritation thresholds, physico-chemical parameters of volative organic compounds. Version 2. København: Arbejdsmiljøinstituttet. Miljøstyrelsen. (1994). Tilslutning af industrispildevand til kommunale spildevandsanlæg (Vejledning fra Miljøstyrelsen nr. 6 1994). København. Miljøstyrelsen. (1996). Status og perspektiver for kemikalieområdet: Et debatoplæg (Oplæg fra Miljøstyrelsen). København. Miljøstyrelsen. (2000). Listen over uønskede stoffer: En signalliste over kemikalier, hvor brugen på længere sigt bør reduceres eller stoppes (Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 9 2000). København. Miljøstyrelsen. (2001). Håndbog i miljøvurdering af produkter. København. Nielsen, P. A. og Wolkoff, P. (1993a). Indeklimamærkning af byggevarer. Del 1: Beskrivelse af en prototypeordning. (SBI-Rapport 232). Hørsholm: Statens Byggeforskningsinstitut. Nielsen, P. A. og Wolkoff, P. (1993b). Indeklimamærkning af byggevarer. Del 2: Faglig og teknisk dokumentation af en prototypeordning. (SBI-Rapport 233). Hørsholm: Statens Byggeforskningsinstitut. Petersen, E. H. (1998). Database og opgørelsesværktøj for bygningsdeles og bygningers miljøparametre (2. udg.) (SBI-rapport 275). Hørsholm: Statens Byggeforskningsinstitut. Sandahl, E., et al. (1997). Byggvarudeklarationer: Ett led i byggsektorns miljöansvar för byggvaror. Anvisningar för upprättande av byggvarudeklarationer. Byggsektorns Kretsloppsråd. Stockholm: Svensk Byggtjänst. Statens Byggeforskningsinstitut. (1998). Badeværelser: Eksempler på planlægning, projektering og udførelse af badeværelser i nye og gamle boliger. (SBI-anvisning 180). Hørsholm. Toldsted, J., Stranddorf, H.K, og Hansen, L.E.(1997). Miljøvaredeklarationer. (Arbejdsrapport nr. 37). København: Miljø- og Energiministeriet. Umweltgefährdende Stoffe.Vergleichende ökologische Bewertung von Anstrichstoffen in Bauberich (1995). Band 2. Daten. Schriftenreihe Umwelt nr. 232. Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft (BUWAL). Bern. Weddebye, E. B., Niemelä, J. og Petersen, K. (2000). Effektlisten 2000 (Orientering fra Miljøstyrelsen, 6/2000). København. Wenzel, H., Hauschild, M., & Rasmussen, E. (1996). Miljøvurdering af produkter. Danmarks Tekniske Universitet, Instituttet for Produktudvikling. København: Miljøstyrelsen og Dansk Industri. 7. Appendiks7.1 Eksponeringsscore og effektscore i EURAM-metodenVurderingen af eksisterende kemikalier i EU foretages i fire trin: Dataindsamling, prioritering, risikovurdering og hvis nødvendigt risikoreduktion. For at kunne håndtere prioriteringen, er EURAM (European Risk Ranking Method) blevet udviklet af det Europæiske kemiske kontor (ECB, Hansen et al., 1999). EURAM er det system, som medlemslandene i EU er blevet enige om at anvende til prioritering og udvælgelse af de såkaldte High Production Volume Chemicals (HPVC), der skal risikovurderes. EURAM er et automatiseret værktøj, der anvender formaliserede data indsendt af industrien til at udarbejde en prioriteret liste over kemiske stoffer. Den prioriterede liste kommenteres efterfølgende af nationale eksperter, således at også nationale prioriteringer inkluderes. 7.1.1 Vurderingsprincipper for det ydre miljø Vurderingen har i princippet fem "beskyttelsesmål": Akvatisk økosystem, terrestrisk økosystem, top-predatorer, mikroorganismer i renseanlæg samt atmosfæren. I praksis sker vurderingen på baggrund af stoffers potentielle risiko i akvatiske systemer, fordi der kun er få data for terrestrisk toksicitet. Eksponeringsscore Vurdering/beregning af eksponering i miljøet foregår via simple overvejelser vedrørende stoffets skæbne i miljøet (emission, fordeling og nedbrydning). Logaritmen til den samlede eksponeringsscore skaleres til et tal mellem 0 og 10. For eksponering af top-predatorer tages også hensyn til bioakkumulering. Eksponering fastlægges ud fra simple eksponeringsmodeller, som omfatter tre faktorer: Den producerede/importerede tonnage, fordeling i miljøet (beregnet ved simple modeller) samt bionedbrydelighed. På baggrund af tonnagen og viden om det kemiske stofs hovedanvendelser estimeres emissionen som en fraktion af tonnagen. Fordelingen i miljøet beregnes ved hjælp af Mackay level 1-model, detaljer herom findes i (Hansen, 1999). Fordelingen udtrykkes ved den fraktion af emissionen, som (ved "steady state") vil findes i de forskellige delmiljøer. Der tages hensyn til nedbrydelighed af stoffet ved at multiplicere med en faktor 0,1 (letnedbrydelig), 0,5 (iboende-nedbrydelig) eller 1 (ikke-nedbrydelig):
Selve eksponeringsscoren skaleres til et tal mellem 0 og 10:
Hvis stoffet er bioakkumulerende, kan der tages hensyn til dette i miljø 6 (fisk og biota). Der gives en score, der afhænger af log BCF (Bio Concentration Factor), hvorved denne egenskab ikke får så stor vægt som de andre eksponeringsegenskaber, jf. tabel 7.1.1. Log BCF kan desuden bestemmes på baggrund af log Kow. Eksponeringsscore for vandmiljøet beregnes til:
Tabel 7.1.1.
BCF: Bio Concentration Factor. Effektscore Effektvurderingen baseres på data fra akutte eller kroniske undersøgelser under anvendelse af de applikationsfaktorer, som anbefales i risikovurderingen (TGD'en). Effektscoren for det ydre miljø baseres på økotoksicitetsdata (EC50, LC50, NOEC), hvor der anvendes en vurderingsfaktor, hvis størrelse afhænger af datamængden/-kvaliteten. Faktor for effektscoren beregnes således:
Tabel 7.1.2.
Hvis værdien for økotoksicitet er mindre end 10 ng/l, rundes der op til 10 ng/l, ligesom der rundes ned til 1 mg/l, hvis værdien er højere end 1 mg/l. Hvis der ikke findes toksicitetsværdier, anvendes 10 ng/l som default-værdi. Effektscore normaliseres til at ligge mellem 0 og 10 ved at tage logaritmen til faktor for effektscore:
Samlede score for det ydre miljø Score for det ydre miljø fremkommer ved multiplikation af eksponeringsscoren og effektscoren:
I (Hansen, 1999) anføres det, at scoren for det akvatiske delmiljø kan anvendes direkte, men at scorer for de andre delmiljøer først kan anvendes på et senere niveau, f.eks. efter at data er vurderet nærmere. Scoren for det akvatiske delmiljø bør forbedres ved at inkludere akkumuleringspotentialet. Den akvatiske effektscore beregnes ved:
Og den samlede score for det akvatiske delmiljø beregnes ved:
7.1.2 Vurderingsprincipper for sundhed Eksponeringsscore Beregninger af eksponeringsscoren for sundhed er enklere end eksponeringsscore for det ydre miljø. Scoren beregnes ud fra emission på tilsvarende måde som for det ydre miljø og en faktor for tilgængelighed af stoffet. Tilgængeligheden af stoffet beregnes ud fra damptryk, kogepunkt og oktanol/vand fordelingskoefficient. I tabel 7.1.3 gives fraktionen af stoffet, som bidrager til eksponeringspotentialet. Der benyttes de højeste værdier bestemt ud fra kogepunkt og damptryk, og værdien adderes med fraktionen bestemt ud fra logKow.
Tabel 7.1.3.
Eksponeringsscoren skaleres til en værdi mellem 0 og 10:
Effektscore Effektscoren fastlægges ud fra en rangordning af risikosætninger, se tabel 7 i kapitel 2. Der inkluderes desuden viden om stoffers egenskaber ved at undersøge genotoksicitet og toksicitet ved gentagen dosering. For detaljer herom henvises til (Hansen, 1999). Samlet score for sundhedseffekter Den samlede sundhedsscore beregnes ved multiplikation af eksponeringsscore og effektscore:
7.2 Lister i byggesektoren(Forfattet af Danielle Freilich, Byggentreprenörernas Medlemservice, Stockholm 1999). Bakgrund Listan är en exempellista över kemiska ämnen med hälso- och miljöegenskaper som är relevanta ur hälso- och/eller miljösynpunkt och behöver anges på byggvarudekla-rationer för att kunna hanteras tillfredsställande. Ämnen är inte förbjudna och många är inte heller prioriterade för särskilda insatser av typ avveckling eller begränsning. En del förekommer dock på tidigare publicerade prioriteringslistor. Byggföretagen behöver ökade kunskaper om innehåll av hälso- och/eller miljöfarliga kemiska ämnen i byggvaror för att kunna välja mindre farliga produkter och för att kunna dokumentera de material som byggs in i dagens konstruktioner. Den bifogade kemikalielistan bör fungera som ett medel för att öka informationen och underlätta dialogen mellan materialleverantören och byggaren. Listan Listan tar upp exempel på kemiska ämnen som förekommer i Sverige i kemiska produkter som levereras till byggsektorn och som p g a sina egenskaper kan medföra risker för hälsa och/eller miljö. Kemikalieinspektionens produktregister kan ge en samlad överblick över import och tillverkning av kemiska produkter och ämnen som används inom byggsektorn med minst 100 kg per år. Registrets sökningar under våren 1998 har givit en grov lista på drygt ca 3 000 ämnen som återfinns i produkter i byggbranschen men också i olika råvaror och tillsatser som används i byggbranschen. Sökningen i produktregistret återspeglar siffror från 1996. De flesta av de kemiska ämnen som redovisas återfinns i Kemikalieinspektionens sökning i produktregister och i följande listor och rapporter:
7.2.1 Kemikalielista över relevanta ämnen i byggvaror (Danielle Freilich og Jörgen Åhgren, Byggentreprenörernas Medlemservice, Stockholm 1999). 7.3 LivscyklusvurderingerI dette afsnit gives der en kort beskrivelse af livscyklusvurderinger, som opgør alle forbrug af råstoffer, emissioner til luft og vand samt mængde af affald over hele bygningens livsforløb, dvs. fra vugge til grav. I livscyklusvurderinger omregnes forbrug af råstoffer til forbrug af ressourcer og emissioner til potentielle miljøeffekter. I Danmark er der udviklet en model for livscyklusvurderinger, UMIP-model (Udvikling af Miljørigtige IndustriProdukter). Denne udnyttes i værktøjet BEAT 2000, som er tilpasset forholdene inden for bygge- og anlægssektoren. Livscyklusvurderinger omfatter hele livsforløbet og kan bruges til at udpege i hvilke faser af livsforløbet, de væsentligste miljøbelastninger finder sted, og hvilke materialer eller processer, der bidrager mest til miljøbelastningerne. En livscyklusvurdering kan opdeles i følgende faser:
Ud fra formålet foretages der en afgrænsning af systemet og de miljøeffekter, som vurderingen skal omfatte. Tabel 7.3.1. giver en oversigt over væsentlige ressourcer og miljøeffekter for bygge- og anlægssektoren. Tabel 7.3.1.
I den danske livscyklusmodel, UMIP-modellen, kan der i dag ikke beregnes tab af landskab, effekter i arbejdsmiljøet og i indeklimaet eller effekter ved bortskaffelse af affald. For bortskaffelsesfasen beregnes der mængde af forskellige typer affald. Der indsamles data for hele livsforløbet fra vugge til grav, dvs. udvinding af råstoffer, fremstilling af materialer, opførelse, drift og vedligehold, nedrivning af bygninger samt bortskaffelse af affald. Det er i dag muligt at få data for udvinding af råstoffer og for fremstilling af materialerne, dvs. data for de to første faser i livsforløbet, medens det er betydeligt vanskeligere at skaffe gode data for faserne drift, vedligehold og nedrivning af bygningen. De indsamlede data benyttes til at beregne forbrug af råstoffer (materiale- og energiråstoffer), emissioner til luft og vand, mængde af affald, der deponeres samt mængde af restprodukter. Restprodukter er affald, der bruges i en anden produktion eller går til forbrænding. Data fra opgørelse (input- og outputdata) omregnes til miljøeffektpotentialer, der normaliseres og vægtes, inden den endelige vurdering finder sted. En miljøvurdering består således af:
Ved klassificering rubriceres de enkelte miljødata under de tilhørende miljøeffekter. Miljødata kan således bidrage til flere miljøeffekter, f.eks. bidrager udledning af NOx til forsuring, næringssaltbelastning, dannelse af fotokemiske oxidanter og human toksicitet. Ved karakterisering udregnes den maksimale miljøeffekt, et miljøeffektpotentiale. Den virkelige miljøeffekt vil afhænge af forholdene, hvorunder det enkelte stof udsendes. Miljøeffektpotentialet beregnes ved en effektfaktor:
I UMIP-modellen beregnes energi- og materialeressourcer ved at angive mængden af den pågældende ressource, medens emissioner til luft omregnes til miljøeffekter som drivhuseffekt, nedbrydning af ozonlaget m.m. Modellen beregner ikke miljøeffekter forårsaget af bortskaffelse af affald, men beregner mængde af forskellige typer affald, volumenaffald, farligt affald, slagge og aske samt radioaktivt affald. Ved normalisering sættes de udregnede miljøeffekter i forhold til den årlige, totale miljøeffekt beregnet pr. person. Den årlige miljøeffekt pr. person kaldes også normaliseringsreference. De normaliserede miljøeffektpotentialer beregnes ved at dividere med den forventede levetid af produktet og derefter med normaliseringsreferencen. Det normaliserede miljøeffektpotentiale har enheden personækvivalent PE. Et eksempel: Drivhuseffekten beregnes pr. leveår for en bygningsdel, og denne divideres med normaliseringsreference: Tabel 7.3.2.
Tabel 7.3.3.
Normaliseringsreferencerne har som referenceår 1990. Vægtningsfaktorerne beregnes ud fra henholdsvis forsyningshorisonten for ressourcer og politisk fastsatte reduktionsmål for miljøeffekter for år 2000. Vægtningsfaktorer afspejler, hvor alvorlig en miljøeffekt er ud fra en overordnet samfundsmæssig helhedsvurdering. Jo skrappere den politiske målsætning er, jo større bliver vægtningsfaktoren. De normaliserede ressourceforbrug og miljøeffekter multipliceres med vægtningsfaktorer vist i tabellerne 7.3.2 og 7.3.3, hvorved ressourcerne får enheden personreserve (PR) og miljøeffekterne enheden målsat personækvivalent (PEM). 7.4 Miljøprofiler af væg og gulv7.4.1 BEAT 2000 - et database- og opgørelsesværktøj Edb-værktøjet BEAT 2000, udviklet af By og Byg, Statens Byggeforskningsinstitut, anvendes til opgørelse af miljøpåvirkninger fra bygningsdele og hele bygninger, og omregner miljøpåvirkninger til forbrug af ressourcer og miljøeffektpotentialer. BEAT 2000 baserer sig således på UMIP-modellen. Til værktøjet hører en database, som indeholder miljødata for byggematerialer, (Petersen, 1998). For et produkt indtastes der således forbrug af råstoffer, råmaterialer og energi, emissioner til luft og vand samt mængde af affald, der deponeres, brændes eller genbruges. For bygningsdele angives mængde af materialer, som indgår i bygningsdelen ved opførelse, materialer, der bruges i forbindelse med vedligehold af bygningsdelen samt mængde af affald, der opstår ved nedrivning af bygningsdelen. I dette projekt er der beregnet miljøbelastninger for en væg og et gulv i et badeværelse bestående af tunge materialer, som er den løsning, der oftest benyttes ved nybyggeri. Væggen består af porebeton med et tyndt lag puds og er beklædt med glaserede fliser. Der anvendes et vandtætningssystem mellem porebeton og fliser, hvor f.eks. primer og membran begge kan bestå af acrylat. Fliserne er opsat i en cementmørtel og fuget med en cementbaseret fugemasse. I hjørner anvendes en elastisk fugemasse, her silikonefugemasse. Figur 7.4.1. I figur 7.4.2 er vist en miljøprofil for en badeværelsesvæg samt bidraget fra de enkelte materialer. Der ses, at fliser og porebeton bidrager til de viste miljøbelastninger. Alle miljøbelastninger kan relateres til energiforbruget. Effekterne som human toksicitet og persistent toksicitet er beregnet ud fra forbruget af energi og ikke ud fra produktspecifikke emissioner ved fremstilling af produkterne. GWP: Drivhuseffekt, AP: Forsuring, NP: Næringssaltbelastning, HT: Human toksicitet, PT: Persistent toksicitet. Transport af materialer til fabrik. PEM: Personækvivalenter vægtet efter målsatte udledninger. Figur 7.4.2. Gulvet består af armeret beton og er belagt med glaserede fliser. Der anvendes ligeledes et vandtætningssystem mellem beton og fliser, f.eks. primer og membran af acrylater. GWP: Drivhuseffekt, AP: Forsuring, NP: Næringssaltbelastning, HT: Human toksicitet , PT: Persistent toksicitet. Transport af materialer til fabrik. PEM: Personækvivalenter vægtet efter målsatte udledninger. Figur 7.4.3. Miljøprofilen af badeværelsesgulvet viser ligeledes, at det er fliser og beton, der bidrager mest til miljøbelastningerne. Miljøprofilen er beregnet udfra oplysninger om materialemængder, der indgår i bygningsdelen. I tabel 7.4.1 angives forbrug pr. m2 væg eller pr. m2 gulv samt levetid for produktet. Levetiden kan godt være kortere end materialernes holdbarhed, idet materialerne kan udskiftes af andre hensyn end de rent holdbarhedsmæssige. Her er skønnet, at et badeværelse renoveres efter 40 år, og at der udskiftes fliser efter 20 år. Tabellen angiver energiforbruget, der medgår til fremstilling af materialet. Energiforbruget kan bruges som en grov indikator for miljøbelastningerne. Det har været vanskeligt at få detaljerede miljødata for de materialer, der indgår i væggen eller gulvet, se tabel 7.4.2. De benyttede miljødata er ret grove, men bruges her for at vise hvilke materialer, der bidrager mest til miljøbelastningerne, når beregningerne baseres på oplysninger om energiforbruget til fremstilling af materialer. Tabel 7.4.1.
Der er anvendt data for glaserede fliser, der fremstilles i Sverige. Oplysningerne findes i miljøvaredeklarationen for dette produkt. Miljøvaredeklarationen giver data som forbrug af råmaterialer og energi til fremstilling, men der mangler data for fremstilling af glasur (Höganäs klinker, glaseret, 1999). Det har ikke været muligt at få en nøjagtig sammensætning af tyndpuds, flisemørtel og fugemasse på cementbasis. Sammensætningen er fastlagt ud fra oplysninger fra produktinformationsblade og oplysninger fra Kontoret for Produktdata, se kapitel 4. Miljødata er således relateret til mængde af cement, der indgår i de pågældende produkter. Tabel 7.4.2.
I dette projekt kendes ikke den præcise sammensætning af vandtætningssystemet. Derfor er der anvendt nogle retningsgivende miljødata for primer og membran. Der er anvendt aggregerede data for en acrylbaseret maling (46 % acrylater i vand), hvor der angives forbrug af råmaterialer og energiforbrug samt produktrelaterede emissioner til luft og vand (Umweltgefährdende Stoffe, 1995). Emissionerne er givet som den totale mængde hydrocarboner VOC (Volatile Organic Carbons) til luft og som den totale mængde organiske materiale COD (Chemical Oxygen Demand) til vand. Emissioner skal splittes op på enkeltkomponenter for at kunne omregnes til potentielle miljøeffekter. Opsplitningen kan ske ud fra et kendskab til de enkelte processer, men er ikke mulig her, da de enkelte processer ikke er kendt. For silikonefugemasser er der benyttet et meget groft skøn for energiforbrug (Hansen, 1995). Ud fra ovenstående må det konstateres, at det er vanskeligt at skaffe data for produktspecifikke emissioner, og at miljødata for byggevarer ofte må basere sig på oplysninger om energiforbruget. Miljøprofiler afspejler således miljøbelastninger fra forbrug af energi selv ved kemikalietunge produkter. 7.5 Inputdata og outputdata for væg fra BEAT 20007.6 Sikkerhedsdatablade for vandtætningssystemerI dag anvendes der vandtætningssystemer med forskellige membraner. I nedenstående tabel gives en oversigt over de vigtigste produkter, der er indsamlet oplysninger om. Der vises to eksempler på oplysninger om indholdsstofferne i vandtætningssystemer. Tabel 7.6.1.
Membran: Polyacrylater med tokomponent epoxy primer Monomer: Konserveringsmidler: Dispergeringsmidler: Blødgørere: I membran Elastificeringsmidler: Uønskede stoffer: 2-butanonoxim Farlige stoffer: Cement, calciumhydroxid, stoffer i epoxyprimer Membran: Elastomer 1) Malingsaffald,2) Cementmørtel, 3) Silikonegummi Bemærkninger: Monomer: Konserveringsmidler: Dispergeringsmidler: Elastificeringsmidler: I klæbere og fugemasser Uønskede stoffer: Farlige stoffer: Cement, kvartssand, ethylenglycol, solventnaphta
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
