| Forside | | Indhold | | Forrige |

Miljøvurdering af kemiske stoffer i byggevarer

7. Appendiks

7.1 Eksponeringsscore og effektscore i EURAM-metoden

Vurderingen 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.

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 K_ow.

Eksponeringsscore for vandmiljøet beregnes til:

Tabel 7.1.1.
Værdier for akkumuleringspotentiale, AP.

BCF: Bio Concentration Factor.

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.
Vurderingsfaktorer AF til beregning af faktor for effektscore.

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:

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

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 logK_ow.

Tabel 7.1.3.
Fraktion af det emitterede stof, som mennesker eksponeres for.

Eksponeringsscoren skaleres til en værdi mellem 0 og 10:

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).

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.

(Danielle Freilich og Jörgen Åhgren, Byggentreprenörernas Medlemservice, Stockholm 1999).

Se her!

7.3 Livscyklusvurderinger

I 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.

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.
Oversigt over vigtige ressourcer og miljøeffekter inden for bygge- og anlægssektoren (BPS-centret, 1998).

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.

7.3.2 Opgørelse

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.

7.3.3 Miljøvurdering

Data fra opgørelse (input- og outputdata) omregnes til miljøeffektpotentialer, der normaliseres og vægtes, inden den endelige vurdering finder sted.

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.
Normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer for nogle ressourcer i UMIP-modellen (Wenzel et al., 1996).

Tabel 7.3.3.
Normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer for miljøeffekter i UMIP-modellen (Wenzel et al., 1996).

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 gulv

7.4.1 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.

7.4.2 Resultater

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.
Anvendte materialer i en badeværelsesvæg i et ny bolig.

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.
Miljøeffekter for en badeværelsesvæg med et vandtætningssystem af acrylat.

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.
Miljøeffekter for et badeværelsesgulv med et vandtætningssystem af acrylat.

Miljøprofilen af badeværelsesgulvet viser ligeledes, at det er fliser og beton, der bidrager mest til miljøbelastningerne.

7.4.3 Miljødata

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.
Mængde pr. m² væg og pr. m² gulv, levetid for de forskellige materialer i et badeværelse i en ny bolig samt energiforbrug til fremstilling af materialerne.

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.
Miljødata som forbrug af energi, produkt eller processpecifikke emissioner samt affald for de anvendte materialer.

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 2000

7.6 Sikkerhedsdatablade for vandtætningssystemer

I 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.
Oversigt over vigtige typer vandtætningssystemer.

Membran: Polyacrylater med tokomponent epoxy primer

Se her!

Bemærkninger:

Monomer:

Konserveringsmidler:

Dispergeringsmidler:

Blødgørere: I membran

Elastificeringsmidler:

Uønskede stoffer: 2-butanonoxim

Farlige stoffer: Cement, calciumhydroxid, stoffer i epoxyprimer

Membran: Elastomer

Se her!