|
Miljøprojekt nr. 1084, 2006 Problematiske stoffer i bygge- og anlægsaffald - kortlægning, prognose og bortskaffelsesmulighederIndholdsfortegnelse3 Kortlægning af problematiske stoffer 4 Beskrivelse af særligt problematiske stoffer
5 Byggeaffald 2001-2025 og prognosemodeller
6 Byggeaffald med problematiske stoffer 2001-2025
7 Sammenfattende konklusioner og anbefalinger TILLÆG Tillæg 1 Bruttoliste over problematiske stoffer i byggeaffald Tillæg 2 Arbejdspapir i forbindelse med screening af problematiske stoffer Tillæg 3 Liste over koder og mærkninger af farlige stoffer Tillæg 4 Inputkurver til prognosemodeller for de 12 udvalgte stoffer ForordI perioden december 1999 til august 2001 er der gennemført et projekt omhandlende identifikation, undersøgelse, kortlægning og prognose af andre problematiske stoffer i bygge- og anlægsaffald. Projektet er udført som fase 1 af et større projekt med titlen "Andre farlige stoffer i bygge- og anlægsaffald - Kortlægning og prognose for affaldsstrømme samt undersøgelse af bortskaffelsesmuligheder". Projektet er udført af en projektgruppen bestående af:
DEMEX Rådgivende Ingeniører A/S har haft ansvaret for projektets koordinering. Erik K. Lauritzen har fungeret som projektleder. Projektet har været fulgt af en følgegruppe nedsat af Miljøstyrelsen med deltagelse af:
Følgegruppen har holdt ét møde d. 1. marts 2000 med deltagelse af medlemmer fra projektgruppen samt bidraget med kommentarer til 1. udkast af rapporten i sommeren 2001. København Februar 2002 DEMEX Rådgivende Ingeniører A/S ResuméDen industrialiserede verden anvender store mængder af kemiske stoffer for blandt andet at opnå bedre tekniske egenskaber af produkter, længere levetider osv. Nogle af disse kemiske stoffer mistænkes for at have eller har allerede vist sig at have utilsigtede og skadelige effekter på miljøet og den menneskelige sundhed. Dette har ført til, at myndigheder har indført regulering af, eller forbud mod produktion og brug af nogle kemiske stoffer. I dette projekt fokuseres der på problematiske stoffer i bygninger og byggematerialer, der på et givet tidspunkt vil ende som affald. Projektet er blevet finansieret af Miljø- og Energiministeriet. Projektets formål har været:
Følgende tolv stoffer er i dette projekt identificeret som problematiske stoffer:
Ovenstående tolv stoffer blev udvalgt fra en lang liste af ”uønskede” stoffer. Udvælgelsen var baseret på stoffernes toksicitet (enten overfor miljøet eller i forhold til mennesker) samt forbruget. Der blev som del af projektet lavet en opgørelse over de tolv stoffer omfattende anvendelse, forbrug, toksicitet og nuværende bortskaffelsesmetoder. Der blev opstillet en model, hvis mål var at forudsige mængderne i bygningsaffaldet for de tolv stoffer, der vil fremkomme i perioden 2001-2025. Modellen baserede sig på data fra opgørelsen samt estimerede levetider for bygningsdele og materialer. Modellen blev anvendt på alle stofferne og resulterede i visualisering af input til byggesektoren og output i affaldsstrømmen for hvert af stofferne. På baggrund af modelresultaterne, samt information indhentet i forbindelse med opgørelsen, blev der opstillet en række anbefalinger for den fremtidige håndtering af byggeaffald indeholdende de tolv stoffer. En sammenfatning af disse anbefalinger er givet i det følgende.
Endelig anbefales det, efterhånden som det tekniske grundlag er fastlagt for en forbedret håndtering og behandling af byggeaffald med problematiske stoffer, at der formuleres vejledninger og regler med input til de kommunale affaldsregulativer. Hensigten med ovennævnte er, at sikre en effektiv implementering af de nye eller forbedrede håndterings- og behandlingsmetoder. SummaryThe industrial world continues to use large quantities of chemical substances in all types of products in order to enhance technical properties, extend a product's life etc. Some of these substances have already been shown to have an impact on the environment and/or human health. Authorities have therefore enforced regulations, and in some cases bans, in order to counter these impacts. This project focuses on harmful substances used in buildings and building materials and that eventually end up in building waste. The Danish Ministry of Environment and Energy has financed the project. The aims of this project were to:
The following twelve harmful substances have been identified and investigated in this project:
The twelve substances above were selected from a long list of “undesirable” substances. The selection was mainly based on toxicity (either to the environment or to human health) and the consumption of the substances. An inventory of the twelve substances was carried out including application, consumption, toxicity and expected typical disposal processes for the corresponding waste. Based on data form the inventory and assumptions of the service-life of the building waste a simple model was developed to forecast the amounts of the substances we may expect in building waste in the period 2001 to 2025. The model was applied for each substance resulting in graphs showing the input of the substance, in the building sector and, its output in the waste stream. Based on the results of the model, together with the information obtained from the inventory, a list of recommendations for the management of the building waste containing the twelve harmful substances has been formulated. A summary of these recommendations is given in the following.
Finally, when the technical foundation for a more comprehensive handling of building waste is established, it is recommended that guidelines and rules are formulated for addition to local waste regulations, thereby ensuring the effective implementation of new or improved methods of waste handling. 1 Indledning1.1 BaggrundIfølge Affald 21, Affaldsplan 1998 – 2004 blev der i 1996 produceret 12,9 millioner tons affald i Danmark – en stigning på godt 10 % fra 1995 til 1996 [Miljøstyrelsen, 1999]. En fjerdedel af denne stigning tilskrives affald fra bygge- og anlægssektoren, hvor affaldet fra nedbrydnings-arbejder er dominerende sammenlignet med affald fra nybyggeri og renovering. Med henvisning til Miljøprojekt 150 og 151 ”Prognose for bygge- og anlægsaffald” (PROBA), blev det anslået, at de potentielle mængder af bygge- og anlægsaffald, dvs. registrerede plus ikke registrerede mængder, ville stige svagt fra ca. 4,5 millioner tons i 1990 til ca. 4,7 millioner tons i 2000 og til ca. 5 millioner tons pr. år i 2015, ekskl. jord og asfalt [Miljøstyrelsen PROBA, 1990]. Som det fremgår af den seneste statistik for bygge- og anlægsaffald for 1998, er de registrerede mængder af bygge- og anlægsaffald opgjort til ca. 3,4 millioner tons i 1997 og ca. 3 millioner tons i 1998 og 1999. Af affaldsplanen fremgår endvidere, at genanvendelsen af bygge- og anlægsaffald skal fastholdes på det nuværende høje niveau (målet er 90% genanvendelse i 2004) og, at de miljøbelastende stoffer og materialer fra byggesektoren skal indsamles og behandles separat. Dette gælder PVC, elektriske og elektroniske produkter samt imprægneret træ. Blandt fremtidige initiativer, som nævnes i affaldsplanen vedrørende bygge- og anlægsaffald, skal der desuden iværksættes en undersøgelse, der skal kortlægge behovet for udsortering af andre miljøbelastende fraktioner og/eller stoffer fra bygge- og anlægssektoren. Ved problematiske stoffer (og materialer) forstås i denne sammenhæng stoffer, der er nævnt af myndighederne på lister over stoffer med sundhedsskadelige og/eller miljøfarlige egenskaber, jf. ”Problematiske stoffer i byggevarer” [Krogh,1999]. En del af de problematiske stoffer er allerede undersøgt og kortlagt. Det gælder stoffer og materialer som PVC, imprægneret træ og asbest. Der er imidlertid en række potentielt farlige stoffer, hvor der ikke er udført tilsvarende undersøgelser og kortlægninger. Eksempler herpå omfatter forskellige tungmetaller, organiske forbindelser og svært nedbrydelige stoffer. Selv om der er tale om små procentuelle mængder (vægt-procenter), er de samlede mængder af omtalte problematiske stoffer af væsentlig betydning for miljø og sundhed. Dertil kommer det særlige forhold, at selv om der gives regler og anvisninger for håndtering af størstedelen af de nævnte problematiske stoffer, har det hidtil knebet med nedbrydnings branchens incitamenter og praktiske muligheder for udsortering og indsamling af stofferne. Stofferne er derfor i vid udstrækning blevet ”fortyndet” i de store mængder af genanvendelige beton- og teglfraktioner eller endt i de fraktioner, som er blevet forbrændt eller deponeret. 1.2 FormålFormålet med dette fase 1 projekt har været at undersøge og beskrive strømme af andre problematiske stoffer, som forventes at fremkomme i bygge- og anlægsaffald i perioden fra 2001 til 2025, for herigennem at opnå et bedre beslutningsgrundlag for iværksættelse af en eventuel indsats omkring udsortering, indsamling og behandling af problematiske affaldsfraktioner. 1.3 Formidling af projektets erfaringer og resultaterDenne rapport tjener som afrapportering af hele projektforløbet med en præsentation af de registreringer og den informationsmængde, der er blevet indsamlet. Rapportens Tillæg omfatter specifikke data fra de gennemførte kortlægninger. I rapportens tekst henvises med [xx, årstal] til referencer, som er angivet i afsnit 8. Projektets erfaringer og resultater formidles ved efterfølgende offentliggørelse af rapporten som Arbejdsrapport udlagt på Miljøstyrelsens hjemmeside (www.mst.dk). Projektgruppen har endvidere til hensigt at søge støtte til gennemførelse af de efterfølgende tre faser i det samlede projekt. 2 MetodeI det følgende skitseres projektforløbet og de væsentligste projektafgrænsninger. Derefter gives en kort beskrivelse af hvilke metoder (fremgangsmåder), der er blevet anvendt i forbindelse med gennemførelsen af projektets forskellige faser. 2.1 ProjektforløbProjektet er gennemført i følgende faser: Fase 1 Videnindsamling Indsamling af viden om materialestrømme af bygge- og anlægsaffald samt strømme af problematiske stoffer i bygge- og anlægsaffald i bred almindelighed ved gennemgang af danske og internationale databaser, herunder især data og statistiker fra ISAG og Dansk Center for Affald. Fase 2 Kortlægning af andre problematiske stoffer Gennemgang af oplysninger om den danske bygningsmasse og vurdering af indholdet af problematiske stoffer i forskellige bygningskomponenter og materialer. Opstilling af oversigt over problematiske stoffer med beskrivelse af egenskaber og effekter på miljø og sundhed ved håndtering, genanvendelse og bortskaffelse af stofferne. Fase 3 Prognose for bygge- og anlægsaffald i perioden 2001 – 2025 Evaluering af prognose for bygge- og anlægsaffald 1990 - 2015 fra Miljøstyrelsen PROBA (1990). Justering og udvidelse af prognosen til at gælde for perioden fra 2001 til 2025 på grundlag af information fra ISAG statistikker samt supplerende viden og erfaringer. Fase 4 Prognose for problematiske stoffer i perioden 2001 - 2025 Opstilling af prognose for generering af problematiske stoffer i bygge- og anlægsaffald i perioden fra 2001 til 2025 på grundlag af resultaterne af fase 3. Prognosen omfatter særligt udvalgte problematiske stoffer. Fase 5 Rapportering Udarbejdelse af en kortfattet arbejdsrapport som formel dokumentation og formidling af projektets resultater. 2.2 Afgrænsninger og forudsætningerDet skal understreges, at selv om projektets titel angiver andre problematiske stoffer i bygge- og anlægsaffald, omhandler undersøgelsen alene problematiske stoffer i byggeaffald. Denne afgrænsning blev foretaget dels udfra en vurdering om, at forekomsten af de udvalgte problematiske stoffer i anlægsaffald var marginale, samt udfra en vurdering af hvad det var praktisk muligt at behandle indenfor projektets ramme. Det foreliggende datamateriale for de udvalgte stoffer har generelt været varierende i omfang og detaljerings grad fra stof til stof. Dette har medvirket til usikkerhed med hensyn til såvel vurdering af mængderne af stofferne i det eksisterende byggeri såvel som prognosticering af de forventede mængder i affaldsstrømmene. De specifikke forudsætninger og antagelser, der er gjort i forbindelse med prognosticeringen af problematiske stoffer i byggeaffald i perioden 2001-2025, er beskrevet senere i rapporten i afsnit 5 og 6 hvortil henvises. 2.3 Fremgangsmåde2.3.1 Kortlægning af Problematiske stofferVed problematiske stoffer forstås her i bred almindelighed stoffer, der forekommer på officielle lister, listen over uønskede stoffer, effektlisten og/eller listen over farlige stoffer. I dette projekt er der indledningsvis foretaget identifikation af problematiske stoffer i bygningsdele og byggevarer. På dette grundlag er der opstillet en bruttoliste over problematiske stoffer i byggeaffald vedlagt som Tillæg 1. Herefter er der foretaget en sammenlignende vurdering og klassifikation af de enkelte stoffers sundhedseffekter, miljøfarlighed og totale mængder, hvilket har ført til udvælgelse af de 12 væsentligste problematiske stoffer med henblik på nærmere undersøgelser. Listen over de 12 udvalgte stoffer er blevet præsenteret for følgegruppen og godkendt på følgegruppemøde .1. marts 2000. 2.3.2 Beskrivelse af væsentlige problematiske stofferFor hver af de tolv udvalgte stoffer er der foretaget en vidensindsamling vedrørende forbruget af de enkelte stoffer i byggeriet. Herunder gives en status for udvikling og anvendelse af stofferne i de enkelte byggematerialer. En stor del af denne baggrundsviden er hentet fra foreliggende danske rapporter suppleret med især norsk og svensk litteratur. 2.3.3 Affaldsstrømme for problematiske stofferPå grundlag af videnindsamlingen og foreliggende affaldsstatistikker er der for hver af de problematiske stoffer givet en beskrivelse af affaldsstrømmen for de respektive byggevarer og bygningsdele, som de optræder i. På grundlag af det foreliggende data materiale suppleret med køn og antagelser der er opstillet individuelle prognose modeller for de respektive stoffers affaldsstrømme. Modellerne opbygges på baggrund af en simpel, men helhedsorienteret vurdering af byggevarer og bygningsdele indeholdende de udvalgte stoffer, hvor der særligt er lagt vægt på:
2.3.4 prognosePå grundlag af 10 års erfaring siden udvikling af PROBA-modellen, i Miljøstyrelsen, PROBA (1990), og den løbende affaldsregistrering sammenholdt med forventninger til byggeriets udvikling gives en kortfattet vurdering af tendenser i udviklingen af strømmene i byggeaffald frem til 2025. På grundlag af de generelle tendenser for de fremtidige strømme af byggeaffald sammenholdt med de skønnede prognoser for de individuelle affaldsstrømme for byggeaffald med problematiske stoffer gives et sammenfattende skøn over de fremtidige byggeaffalds-strømme med problematiske stoffer. Projektet afsluttes med en vurdering af mulighederne for genanvendelse og reduktion af de forskellige affaldstyper, herunder forslag til en fremtidig miljømæssig og økonomisk forsvarlig håndtering af byggeaffald med et større eller mindre indhold af de tolv nævnte problematiske stoffer. 3 Kortlægning af problematiske stoffer3.1 Definition af problematiske stofferProblematiske stoffer defineres her ud fra de officielle lister, hvor Miljøstyrelsen har listet stoffer med særlige betænkelige egenskaber:
Stofferne på listerne kan inddeles i:
Metaller og metalforbindelser er karakteriseret ved, at de dels kan være toksiske, men også at metaller kan akkumuleres i miljøet og til sidst ende i fødekæden. Myndighederne har derfor fokuseret på at reducere brugen af kviksølv, cadmium og bly (de tre mest miljøproblematiske metaller). I dag er der også begrænsninger i anvendelse af nikkel og chrom og i Miljøstyrelsens bekendtgørelse for anvendelse af restprodukter også krav til indhold af kobber og zink. De organiske stoffer kan ligeledes være meget svært nedbrydelige og kan derfor også akkumuleres i miljøet og op gennem fødekæden. Nogle af de organiske stoffer er også meget sundhedsskadelige. Uorganiske stoffer som asbest og syntetiske mineralfibre er på listen over materialer, der er mistænkt for at være kræftfremkaldende. I projektet start er der indledningsvis udarbejdet en Bruttoliste over potentielt problematiske materialer og stoffer i byggeriet. Listen er udarbejdet på grundlag af gennemgang af eksisterende litteratur som massestrømsanalyserapporter samt erfaringer og danner udgangspunkt for den senere udvælgelse af væsentlige problematiske stoffer i byggevarer og i bygningsdele. Denne liste Bruttoliste over problematiske stoffer i byggeaffald fremgår af Tillæg 1, hvortil henvises for detaljer. Det skal nævnes at der ved udarbejdelsen af Bruttolisten er taget udgangspunkt i stofferne på listen over uønskede stoffer, dog er der fravalgt meget flygtige forbindelser (kogepunkt fra 130 – 293 C) og reaktanter for to-komponentforbindelser, som ikke forventes at kunne findes i byggevarer ved bortskaffelse af disse. I Tabel 3.1 nedenfor er givet en oversigt over de stoffer, der er opstillet i Bruttolisten. 3.2 Udvælgelse af stofferUd fra Bruttolisten (Tillæg 1) er der valgt et begrænset antal stoffer, der arbejdes videre med i projektet, idet der er lagt vægt på stoffernes:
En samlet oversigt over de udvalgte stoffer fremgår af Tabel 3.2.
Tabel 3.1. Oversigt over stoffer, der indgår i Bruttolisten over problematiske stoffer i byggeaffald (for detaljer henvises til Tillæg 1) Udvælgelsen af stofferne i Tabel 3.2.er sket ved screening af stofferne ved hjælp af en simpel score-model hvor der, som indikeret ovenfor, især er lagt vægt på om stoffet har eller er mistænkt for at have alvorlige sundhedseffekter (f.eks. kræftfremkaldende), om stoffet akkumuleres i miljøet, og om der bruges en stor mængde af stoffet (f.eks. 1000 tons pr. år).
Tabel 3.2. Screening af stofferne fra bruttolisten og ud fra Scoringskriterier i forhold til indflydelse på sundhed, milljøbelastning og mængder i Danmarks byggesektor. Følgende subjektive screenings/scorings-kriterier er blevet brugt til at udvælge de væsentligste problematiske stoffer ud fra oplysninger om sundhed, miljø og mængder: I forhold til sundhed gives der:
I forhold til miljø:
I forhold til mængder:
Der henvises til Tillæg 2 for detaljer. Udfra Tabel 3.2 er følgende tolv stoffer, som angivet i Tabel 3.3, udvalgt som værende meget væsentlige og vil blive behandlet videre i projektet.
Tabel 3.3. Oversigt over de tolv væsentlige problematiske stoffer i Byggeri (byggeaffald). 3.3 DatagrundlagDer er indhentet oplysninger for de udvalgte stoffer ved gennemgang af:
De fleste informationer er hentet fra massestrømsanalyser, der kortlægger det totale forbrug i Danmark pr. år, men der er ikke altid angivet forbruget inden for byggesektoren. De nyeste rapporter angiver, hvorledes byggevarer bortskaffes ofte med en fordeling på de forskellige bortskaffelsesmåder. Data i de enkelte rapporter kan være usikre, da de bygger på antagelser og skøn, men de danske data bliver understøttet af data fra Norge og Sverige, idet der så forudsættes, at byggeskikken og byggeaktiviteten har været nogenlunde den samme. Der er gennemført en generel litteraturundersøgelse vedrørende byggeaffald og problematiske stoffer ved hjælp af databaser og hjemmesider. Undersøgelsen viste, at emnet ikke er særligt belyst og viden først og fremmest skal hentes i rapporter fra miljømyndighederne så som massestrømsanalyser samt via interview at nøglepersoner.
1 Der mangler en dansk massestrømsanalyse. Tabel 3.4. De tolv udvalgte problematiske stoffer med angivelse af undersøgelse af forbrug i DK som helhed og særskilt i byggesektoren. "X" angiver, at der foreligger data for forbrug. 4 Beskrivelse af særligt problematiske stoffer
I nærværende kapitel gennemgås de tolv udvalgte stoffer enkeltvis med fokus på beskrivelse af hvilke byggevarer stofferne hovedsagelig indgår i, samt mængderne i byggeriet pr. år, i udvalgte år, afhængig af hvilke oplysninger det har været muligt at indhente i det benyttede kildemateriale. Desuden beskrives sundheds- og miljøfarlige egenskaber samt den relevante lovgivning i henhold til stoffet. Til sidst fremlægges bud på bortskaffelses scenarier for de relevante byggevarer og tilhørende stoffer. Bortskaffelsen antages at forgå enten ved genanvendelse/genvinding (herefter benyttes kun betegnelsen genanvendelse), forbrænding eller deponering. 4.1 BlyI december 2000 trådte Bekendtgørelsen om forbud mod import og sag af produkter, der indeholder bly i kraft for at undgå fortsat belastning af mennesker og miljø med bly [Bekendtgørelse nr. 1012, 2000]. Fra december 2002 bliver det forbudt at bruge bly til inddækninger på nybyggeri. Renovering og reparation af eksisterende byggeri er dog ikke omfattet af forbudet. 4.1.1 Anvendelse og forbrugBly anvendes primært til inddækninger, kabler og stabilisator i PVC. I Sverige anvendtes især bly til rør og kabler i perioden 1900-1995, og i Norge anvendtes bly i byggevarer, til kabler og kun en lille mængde til blyforbindelser (ikke nærmere specificeret). Bly har tidligere været anvendt som blyrør og i samlinger for afløbsrør før 1970 (ca. 900 g pr. samling). Bly anvendes til tage (især historiske bygninger), men den største anvendelse er til inddækninger og til kabler. Blyforbindelser anvendes også som stabilisator i PVC, men erstattes i dag af andre forbindelser. Blyoxid, blychromat og blynaphthenat bruges i maling, og blyforbindelser indgår også som sikkativer i maling og lak. Tabel 4.1 viser forbruget af bly i Danmark, fordelt på byggevarer i årene 1985 og 1994.
Tabel 4.1 Forbrug af bly i byggeri [Miljøstyrelsen, 1989 ; Lassen og Hansen, 1996b] Forbruget af bly i byggesektoren udgør ca. 30% af det totale forbrug i Danmark, hvilket er betydelig højere end i Sverige (19%) og i Norge (14%). Forbruget af bly i Danmark i 1994 var 20.000 tons mod 16.000 tons i 1995 i Norge. 4.1.2 Sundhed, miljø og reguleringBly er et tungmetal, der har både har akutte og kroniske sundheds- og miljøeffekter. Nogle blyforbindelser er akut giftige for vandlevende organismer og pattedyr og kronisk giftige selv i små koncentrationer. Kronisk blyforgiftning viser sig ved virkninger på nervesystemet og immunsystemet. Blyforbindelserne kan også give kræft. Bly bioakkumuleres i fisk og pattedyr og har en udskillelse på over 20 år. Optagelse af bly sker langsom under langvarig kronisk eksponering.
Tabel 4.2 Klassificering af uorganiske og organiske blyforbindelser. Forklaring af koderne i tabellen findes i Tillæg 3. Der henvises til Bekendtgørelse om forbud mod import og salg af produkter, der indeholder bly [Bekendtgørelse nr.1012, 2000] og Bekendtgørelse om tilskud til indsamling og genanvendelse af blyakkumulatorer [Bekendtgørelse nr.1060, 2000]. For kabler og elektronik med bly gælder Bekendtgørelse om håndtering af elektriske og elektroniske produkter, der skal sikre aflevering til kommunal indsamlings/anvisningsordning [Bekendtgørelse nr.1067, 1998]. 4.1.3 AffaldshåndteringDet oplyses, at hovedparten af bly fra tage og inddækninger fra renovering- og nedrivnings-arbejder genanvendes dvs. indleveres eller indsamles til skrothandler [Lassen og Hansen, 1996]. Der angives ingen egentlig genanvendelsesprocent, men den skønnes til at være i størrelsesordnen 90 %. De resterende 10 % af bly i tage og inddækninger bortskaffes enten ved forbrænding eller deponering. I denne sammenhæng antages det at halvdelen ca. 5 % forbrændes og ca. 5 % deponeres. Med hensyn til bly i el-kabler (kabelskrot) antages bortskaffelsen at fordele sig på følgende måde: ca. 50 % genanvendes, ca. 10 % forbrændes og de resterende ca. 40 % deponeres. 4.1.3.1 UdviklingForbruget af bly til byggesektoren har været næsten konstant i perioden 1985-1994, som angivet i Tabel 4.1 ovenfor. Der har været en svag stigning i anvendelse af bly til inddækninger i perioden 1985-1994, og en stærk stigning af bly i PVC, hvilket skyldes et større forbrug af vinduer og døre af PVC-plast, hvor bly indgår. I dag kan der fås PVC vinduer uden bly. Forbruget af bly til kabler er faldet i denne periode (1985-1994), og det gælder ligeledes for lyskilder og maling. Blyforbindelser anvendes ikke længere i bygningsmaling, hvor blyoxid, der har været brugt som korrosionsbeskyttelse blev udfaset i starten af 1990’erne og blysulfid blev udfaset i 1970’erne. Blysikkativer anvendes heller ikke længere, men blev typisk brugt i 1960’erne og 1970’erne [Danmarks Farve- og Lakindustri, 2000].I Sverige er der anvendt blyrør til vandforsyningsformål op til 1970, men forbruget var størst i perioden 1900-1939. På baggrund af indhentede oplysninger gennem dette projekt antages det, at bly til inddækninger og tage har været næsten konstant i perioden 1985-1994. Bly i PVC følger forbruget af PVC, dog med en fordeling (2:1:0,6) af bly til henholdsvis rør, vinduer og tage jvf. tal fra 1994(se Tabel 4.1). Kabler af PVC har tidligere indholdt bly i størrelsesordnen 1,2-2,5 % bly. 4.2 CadmiumTidligere har cadmium været anvendt til overfladebehandling af metaller, men dette har været forbudt siden 1982. Cadmium har også været anvendt som stabilisator i plast (PVC-plast). 4.2.1 Anvendelse og forbrugCadmium anvendes som nævnt ovenfor i stabilisatorer i PVC. Omkring 3,9 tons cadmium anvendes i tekniske anvendelser så som tagplader og vinduesprofiler, der typisk har et cadmiumindhold på ca. 0,04-0,09 %. Cadmiumindholdet i farvepigmenter og i stabilisatorer i øvrige plastprodukter til udendørs brug udgør ca. 0,1-1 %. Brugen af cadmium i stabilisatorer og i pigmenter er ophørt i 1992. Cadmium er et følgestof til zink dvs. rent zink og galvaniserede plader indeholder cadmium. Cadmiumindholdet i zink i 1977/78 udgjorde ca. 100 gram cadmium pr. ton zink mod i 1992 at udgøre ca. 7,5 gram cadmium pr. ton zink. Cadmium er desuden et følgestof i cement. Cadmium stammer fra flyveaske og kalk, der anvendes som råmaterialer til fabrikation af cement. I Tabel 4.3 er forbruget af cadmium vist, fordelt på forskellige byggevarer, for årene 1977/78 og 1990 samt et estimat for forbruget i 1992.
Tabel 4.3 Forbrug af cadmium i byggeri [Miljøstyrelsen, 1980; Jensen 1993] Forbruget af cadmium er faldet fra ca. 16 tons i 1977/78 til ca. 3 tons i 1992. I Norge er der kun registreret et forbrug af cadmium i PVC og dette er ophørt i 1993 [Huse, 1998]. 4.2.2 Sundhed, miljø og reguleringCadmium er et tungmetal, der er meget mobilt og let optages af planter. Cadmium og cadmiumforbindelser er akut og kronisk giftige for mennesker og dyr og flere cadmiumforbindelser er kræftfremkaldende. Cadmium ophobes i nyrer og giver kroniske nyreskader. Cadmium kan erstatte calcium i skelettet, og en høj belastning af cadmium kan derfor føre til deformationer af knogler. Cadmium bioakkumuleres i fisk og pattedyr og har en lang halveringstid.
Tabel 4.4 Klassificering af cadmium forbindelser. Forklaring af koderne i tabellen findes i Tillæg 3 4.2.3 AffaldshåndteringCadmium i plast fra kabler m.m. antages at følge et bortskaffelsesmønster, hvor ca. 20 % genanvendes, ca. 30 % forbrændes og ca. 50 % deponeres. Bortskaffelsen af cadmium som følgestof til zink er skønnet, idet der savnes data for bortskaffelsen af rent zink (f.eks. tagrender) og bortskaffelsen af galvaniserede produkter. I dette bortskaffelses scenario skønnes det, at hovedparten af rene zink byggevarer og galvaniserede produkter indsamles med henblik på genanvendelse. Hermed estimeres en genanvendelsesprocent på ca. 90 % mens ca. 5 % forbrændes og ca. 5 % deponeres. Bortskaffelsen af cadmium som følgestof i cement baserer sig på tal for det samlede bortskaffelsesmønster for bygge - og anlægsaffald, hvorom det er oplyst, at ca. 90 % bygge - og anlægsaffald genanvendes og ca. 10 % deponeres [Affaldsinformation, 2000]. 4.2.3.1 UdviklingI perioden 1960 til 1991 kan forbruget af cadmium relateres til forbruget af PVC til udendørs brug. På baggrund af de indsamlede data ses et faldende forbrug af cadmium i perioden 1977-1990. Efter 1991 bruges cadmium ikke længere i stabilisatorer. Cadmium forekommer stadig i byggeriet i cement, især i hvid cement, men cadmium må ved anvendelse i cement betragtes som immobil. Dette spørgsmål bør dog i forbindelse med nedknusning og genanvendelse af beton verificeres. Cadmium optræder stadigvæk i byggeriet som følgestof i zink og følger forbruget heraf. 4.3 KviksølvKviksølv er et giftigt tungmetal, som blandt andet kan virke farligt ved dannelsen af kviksølvdampe, der let optages gennem menneskers lunger og hud. 4.3.1 Anvendelse og forbrugKviksølv har været brugt i byggeriet i el-kontakter, måle- og kontroludstyr og lyskilder. I dag anvendes kviksølv i sparepærer. Der sker endvidere et udslip af kviksølv ved forbrænding af kul i forbindelse med cementfremstilling.
Tabel 4.5 Forbrug af kviksølv i byggeri, fordelt på forskellige byggevarer, i Danmark i årene 1982/83 og 1992/93 [COWIconsult, 1985 ; Miljøstyrelsen, 1996b]. 4.3.2 Sundhed, miljø og reguleringKviksølv og kviksølvforbindelser er stærkt toksiske og kan give nyreskader, skader på nervesystemet, fosterskader og kontaktallergi. Kviksølv indgår i mange uorganiske og organiske forbindelser, hvor det især er de organiske forbindelser der er særligt giftige. Kviksølv kan ved udslip til luften udvaskes og overføres til vandmiljøet. I vandmiljøet kan kviksølv knytte sig til faste partikler og under anaerobe forhold omdannes til methylkviksølv, der kan ophobes i hjernevæv og forårsage irreversibel ændringer i nervevævet. Kviksølv bioakkumuleres i fisk og pattedyr først og fremmest i nyrerne og i hjernen og har en evne til at koncentreres op gennem fødekæden. Kviksølv har desuden en lang biologisk halveringstid.
Tabel 4.6 Klassificering af kviksølv, uorganiske og organiske kviksølvforbindelser [Bekendtgørelse nr. 733, 2000]. Forklaring af koderne i tabellen findes i Tillæg 3. Brugen af kviksølv og kviksølvforbindelser er i dag stærkt reguleret. Reguleringen er beskrevet i Bekendtgørelse om forbud mod salg og eksport af kviksølv og kviksølvholdige produkter [Bekendtgørelse nr. 692, 1998], Bekendtgørelse om visse batterier, der indeholder farlige stoffer [Bekendtgørelse nr.1044, 1999] og Bekendtgørelse om håndtering af affald af elektriske og elektroniske produkter [Bekendtgørelsen nr. 1067, 1998]. 4.3.3 AffaldshåndteringMængdemæssigt blev der i året 1992/93 bortskaffet en samlet mængde kviksølv i lyskilder svarende til 150 kg, med en skønnet usikkerhed på 50 kg [Miljøstyrelsen, 1996b]. Heraf udgjorde kviksølvmængden ca. 60 % baseret på andelen af kviksølv forbrugt i lysstofrør i forhold til samtlige typer lyskilder. Dette resulterede i en årlig mængde kviksølv på 90 kg 30 kg i byggeaffald (baseret på tal fra 1992/93). R98 har længe haft et behandlingsanlæg, der varetager genanvendelse af lyskilder og i 2000 blev et nyt anlæg med en genvindingsgrad på 98% taget i brug hos elektromiljø, Vejle [Malmgren-Hansen, 2001]. Baseret herpå antages det, at ca. 90 % af alle kviksølvholdige lyskilder genanvendes mens ca. 10 % forbrændes. Forbruget af kviksølv i elektriske kontakter og relæer i bygninger er relativt lavt. Baseret på estimater givet i Miljøstyrelsen (1996b) ligger det årlige forbrug på ca. 10-20 kg (i termo- og trykkontakter, computerudstyr samt anden elektronik ). Det antages, at disse kviksølvholdige produkter bortskaffes således, at ca. 40 % genanvendes og ca. 60 % deponeres. Med hensyn til cement, antages bortskaffelsen, at kunne sidestilles med det mønster, der er rapporteret for bygge- og anlægsaffald generelt i dag. Dvs. at ca. 90 % genanvendes og ca. 0 % forbrændes og ca. 10 % deponeres [Affaldsinformation, 2000]. 4.3.3.1 UdviklingI Danmark er der gennemført to analyser af forbruget af kviksølv i hhv. 1982 og i 1993. Forbruget i denne periode har næsten været konstant for el-kontakter og måleinstrumenter og svagt stigende for lyskilder og udslip fra cement. Forbruget af kviksølv i forbindelse med sparepærer er stigende. I Norge er forbruget faldende for el-kontakter, halveret for måle- og kontroludstyr og der er et svagt faldende forbrug af kviksølv i forbindelse med lyskilder i perioden 1990-1997. Byggeriets andel af det totale forbrug er stigende, da de øvrige forbrug er reduceret kraftigt i denne periode. Byggeriets andel af kviksølv er vokset fra 6 til 20 % af den totale forbrug i Danmark i perioden 1982-1993. 4.4 NikkelNikkel bruges som legeringselement i rustfast stål, men bruges også til overfladebehandling i forbindelse med forchromning. 4.4.1 Anvendelse og forbrugNikkel indgår i:
Nikkel anvendes til overfladebehandling af metal- og plastgenstande. Der anvendes et tyndt nikkellag (ca. 10-15m) under chromlaget i forkromede genstande f.eks. armaturer og badeværelses-genstande, i skruer og møtrikker samt i dele til belysning. Pålægning af nikkel kan ske elektrolytisk eller ved en kemisk behandling. Nikkel bruges også i metallegeringer f.eks. i nysølv. I tabellen nedenfor er er vist forbruget af nikkel i byggesektoren i 1992. Forbruget af nikkel i Danmark var i 1992 7800 tons. Byggesektoren bruger således ca. 20 % af den totale anvendte mængde nikkel i Danmark.
Tabel 4.7 Brug af nikkel i byggevarer i 1992 [Lassen, 1996a; Lohm, 1997] Mængden af nikkel, der anvendes i byggesektoren er baseret på en massestrømsanalyse af nikkel [Lassen, 1996a], som ikke medtager nikkel, der anvendes til rustfast stål. Mængden af rustfast stål er derfor beregnet udfra en opgørelse i Sverige, der fortrinsvis omfatter rustfast stål. I denne opgørelse udgjorde forbruget i byggesektoren ca. 10 % af total nikkelforbruget [Lohm, 1997]. En beregning ud fra et nationalt forbrug på 8000 t medfører et forbrug på 800 t Ni i 1992. For Danmark var forbruget i 1992 6000 t Ni til rustfaste råvarer udfra Miljøstyrelsen Produktdatabase. 4.4.2 Sundhed, miljø og reguleringNikkel kan give allergi, 10 til 15 % af alle danske kvinder er nikkelallergikere og ca. 10 % af disse har allergi overfor nikkel i fødevarer i de koncentrationer, der normalt optræder i disse. Det er derfor vigtigt at undgå spredning i miljøet. Endvidere er nikkel en begrænset ressource, der er således nikkel til ca. 53 år med det nuværende forbrug [Wenzel, 1996].
Tabel. 4.8 Klassificering og mærkning af nikkel [Bekendtgørelse nr. 733, 2000]. Forklaring af koderne i tabellen findes i Tillæg 3. Regulering af nikkel foregår efter Bekendtgørelsen om forbud mod import og salg af visse nikkelholdige produkter [Bekendtgørelse nr. 24 , 2000]. 4.4.3 AffaldshåndteringI Lassen et al. (1996a) oplyses det, at ca. 97 % af anvendt rustfast stål i Danmark indsamles med henblik på genanvendelse. Det inkluderer relativt store emner såsom profiler, armaturer og varme vekslere. De 97 % lyder umiddelbart ret højt og derfor antages det, at en lidt mindre del ca. 90 % genanvendes. De resterende ca. 10 %, som udgøres af mindre dele såsom beslag m.m., antages at fordele sig ligeligt på forbrænding og deponering. Produkter med nikkel-behandlede overflader antages hovedsageligt at blive bortskaffet via skrothandlere og dermed genanvendt. Procentdelen af overfladebehandlede produkter, der genanvendes angives til ca. 80 %. De resterende ca. 20 % oplyses at blive bortskaffet via både forbrænding og deponering [Lassen et al., 1996a]. Som udgangspunkt antages det, at fordeling mellem de to bortskaffelses metoder foregår ligeligt dvs. ca. 10 % bliver forbrændt og ca. 10 % bliver deponeret. 4.4.3.1 UdviklingDer regnes med, at der bruges ca. 10 % af den totale mængde nikkel til rustfast stål inden for byggeriet og, at der er sket en fordobling af forbruget fra 1990 til 1995, jf udviklingen i Norge. Der antages, at forbruget af nikkel til øvrige byggevarer og komponenter har været konstant i perioden. 4.5 ChromChrom anvendes som legerings-element i rustfast stål og chrom bruges også til forchromning af metalgenstande. Tidligere indgik chrom i træimprægneringsmidler. 4.5.1 Anvendelse og forbrugSom nævnt ovenfor bruges chrom især til rustfast stål (ca. 18 %) og til forchromning. En opgørelse i Sverige viser, at 23 % af den totale mængde chrom anvendes i byggeriet. Heraf bruges 46 % til rustfaste materialer(erfaringstal fra Sverige [Lohm,1997]). I Tabel 4.9 nedenfor er forbruget af chrom vist for Danmark i 1982.
Tabel 4.9 Forbrug af chrom og chromforbindelser i byggeri i 1982 tons [Miljøstyrelsen, 1985] Forbruget af chrom til rustfast stål medfører et forbrug på 6400 tons rustfast stål i 1982. I kilden er det opgivet, at forbruget af chromlegeret stål i 1982 for Danmark var 8000 tons. Ud fra forbruget af nikkel til rustfast stål er det dernæst udregnet, at der i 1992 blev brugt ca. 8000 tons rustfast stål i byggesektoren. Forbruget af chrom i byggesektoren er næsten dobbelt så stort som i Norge i 1990 –1995. Der er i Tabel 4.9 regnet med, at alt chrom til forchromning er brugt i byggeriet. Dette giver et meget større forbrug end i Norge i 1990 (20 t), i 1995 (50 t) og i 1997 (5 t), men kan muligvis forklares ved, at der er tale om forskellige tidsperioder. 4.5.2 Sundhed, miljø og reguleringChrom forekommer i iltningstrin III og VI, men kan også delvis omdannes til Cr6+ ved forbrænding. Det er især chrom i iltningstrinet VI, der er skadeligt. Skadevirkningen af chrom afhænger af den enkelte chromforbindelse og de fleste chromforbindelser er klassificeret som allergifremkaldende, men nogle er også kræftfremkaldende. Chromforbindelser er tungt nedbrydelige og ophobes i organismer, hvorfor chromforbindelser er klassificeret som miljøfarlige.
Tabel 4.10 Klassificering af chromforbindelser. Forklaring af koderne i tabellen findes i Tillæg 3. Chrom har været brugt til træimprægnering, men brugen af chrom er ophørt i 1996 [Miljøstyrelsen, 1997b]. Chrom findes i spildevandsslam og den tilladte mængde af chrom i slam, der må udbringes på landbrugsjord er 100 mg/kg ts [Bekendtgørelse nr. 49, 2000]. 4.5.3 AffaldshåndteringDe identificerede byggevarer udgøres af hhv. rustfast stål samt plast og metal, der er overfladebehandlede (forchromede). Det antages, at ca. 90 % af produkterne af rustfast bliver genanvendt og den resterende del, ca. 10 %, bortskaffes via forbrænding ca. 5 % og deponering ca. 5 %. Genanvendelse af maling (og træbeskyttelse) indeholdende chrom vurderes at være ca. 0 % hvorved bortskaffelsen fordeles på hhv. deponering og forbrænding. Det vurderes, at malede overflader bortskaffes således, at ca. 95 % forbrændes og ca. 5 % deponeres. 4.5.3.1 UdviklingBeregninger af forbruget af rustfast stål i Norge er i perioden 1990 til 1997 steget fra 330 til 550 tons chrom. For Danmark antages det, at det fremtidige forbrug af chrom i byggevarer på kortere sigt fortsat vil stige, men efterhånden som opmærksomheden på de skadelige effekter skærpes, må man på længere sigt regne med et faldende forbrug. Der kan forventes øgede mængder chrom i byggeaffaldet indtil faldet i forbruget slår igennem på affaldssiden. 4.6 KobberKobber er et korrosions bestandigt materiale og rent kobber anvendes f.eks. til rør, plader til tag og facader samt kobberlegeringer til fittings og armaturer. Kobber har en elektrisk ledningsevne og anvendes til elektriske kabler. Der anvendes desuden kobberforbindelser i træimprægnerings- og træbeskyttelsesmidler. 4.6.1 Anvendelse og forbrugRent kobber bruges til:
Kobberlegeringer benyttes til:
Mængderne i Tabel 4.11 stammer fra oplysninger fra en materialestrøms analyse for kobber [Lassen, 1996c]. Forbruget af kobber i bygninger udgør ca. 20 % af det nationale forbrug i Danmark. En undersøgelse i Sverige viser, at byggesektoren i perioden 1900-1995 brugte ca. 30 % af det nationale forbrug.
Tabel 4.11 Forbrug af kobber i byggeri i 1992 [Lassen, 1996c]. 4.6.2 Sundhed, miljø og reguleringDer er ingen klassificering af rent kobber, men nogle udvalgte kobberforbindelser er giftige især overfor vandlevende organismer. Kobber kan akkumuleres i organismer og påvirke vækst og reproduktion af enkelte vandlevende dyr. Der sker udslip af kobber og kobberforbindelser ved råstofudvinding, under fremstilling af metallet og ved brug og bortskaffelse af kobberprodukterne. Kobber er en begrænset ressource og med det nuværende forbrug er der malm nok til 35 års forbrug [Wenzel, 1996]. I nedenstående tabel er klassificering og mærkning vist for kobbersulfat og øvrige kobberforbindelser.
Tabel 4.12 Klassificering og mærkning af en kobberforbindelse. Forklaring af koderne i tabellen findes i Tillæg 3. 4.6.3 AffaldshåndteringI dag indsamles produkter af kobber og det indsamlede kobber benyttes til fremstilling af nye produkter, men det kan være vanskeligt at indsamle kabler og rør, der er indstøbt i gulve. Der kan herske tvivl om, at mindre dele som låse, slutblik, skilte, sanitetsartikler bliver indsamlet eller går til forbrænding sammen med produkter af f.eks. træ eller plast. Der kan regnes med at tage, tagdækning, indfatninger og rørinstallationer af kobber hovedsageligt bortskaffes via skrothandlere. Hvor det antages at ca. 95 % af disse byggevarer genanvendes og ca. 5 % forbrændes [Lassen et al., 1996c]. Låse, beslag til vinduer og døre antages hovedsagelig at blive bortskaffet med den brændbare del af byggeaffaldet. Procentmæssigt anslås det, at ca. 20 % af disse emner bliver indsamlet til genanvendelse, mens ca. 80 % ender med af blive forbrændt med de bygningsdele de findes på og i forbindelse med. Kobber i el-kabler og ledninger fordeler sig på faste og løse installationer og disse to typer af installationer antages at have forskellige bortskaffelsesmønstre. For faste installationer vurderes det, at ca. 30 % genanvendes, ca. 20 % forbrændes og ca. 50 % deponeres. Med hensyn til løse installationer antages det, at en mindre procentdel genanvendes svarende til ca. 20 %., mens ca. 70 % forbrændes og de resterende ca. 10 % deponeres. Det skal i denne sammenhæng fremhæves at Bekendtgørelsen om håndtering af elektriske og elektroniske produkter kræver, at de kommunale indsamlings- og anvisningsordninger benyttes af enhver dvs., at ledninger og el-installationer afleveres efter kommunens anvisning ved bygge- og anlægsarbejder [Bekendtgørelse nr. 1067, 1998]. Med hensyn til kobber i pigmenter og farvestoffer i produkter som maling og plast vil disse bortskaffes med tilhørende byggevarer. Det antages, at pigmenter og farvestoffer hovedsageligt optræder i eller på komponenter, der bortskaffes ved forbrænding (ca. 100 %). Der kan dog være tilfælde, hvor pigmenter og farvestoffer indgår i produkter såsom malingsrester m.m., der indsamles og bortskaffes som farligt affald/kemisk affald. 4.6.3.1 UdviklingKobber har været anvendt over en lang periode og forbruget er især vokset siden 2. verdenskrig. En undersøgelsen fra Stockholms kommune angiver det akkumulerede forbrug i perioden fra 1900-1995. I denne angives der, at mængden af kobber anvendt til kabler kan beregnes ud fra typen og antallet boliger [Lohm,1997] ved følgende forholdstal:
Kobberforbruget til tage har været konstant i perioden. Vandrør til både koldt og varmt vand i Sverige udgjorde ca.:
Hvor kobbermængden udgjorde ca. 0,3-0,5 kg pr. meter vandrør. Der er ingen data for forbruget af kobber til tage og facader i perioden 1990-1997 i Norge, men udfra svenske erfaringstal Lohm (1997) beregnes et forbrug i 1997, under forudsætning af 30 % af det nationale forbrug bruges i byggesektoren og heraf bruges 57 % til tage og facader. Forbruget af kobber til tage og facader bliver dermed lige så stort som til rør . Ud fra opgørelse af kobber i perioden 1990-1997 i Norge kan ses, at forbruget af kobber til messingrør har været konstant i perioden 1990-1996 og derefter faldet ca. 20%. Forbruget af kobber til rør er kun opgjort i 1997 og synes at være noget større end forbruget af messingrør. I dag er 90 % ledningsnettet kobberrør [Huse, 1998]. Forbruget af kobber i legeringer til skorstene er konstant svarende til ca. 300 tons i perioden 1990-1997. Forbruget af kobberforbindelser til trykimprægnering i Danmark er skønnet at falde i perioden 1992-1996 fra 260 til170 tons [Lassen, 1996c]. Forbruget i Norge er steget kraftigt fra 3 tons i 1990 til 50 tons 1995 og har derefter været konstant på 70 tons. Forbruget i Sverige af kobberforbindelser har været størst i perioden 1970-1980 ca. 200 tons kobber og derefter næsten konstant. Det antages således, at forbruget af kobber til tage og rør er konstant, medens der for de øvrige må forventes et stigende forbrug. 4.7 ZinkZink bruges til varm-forzinkning og el-galvanisering af metalgenstande, idet zinklaget beskytter metallet mod korrosion. Metallet zink bruges også til tage og facader. 4.7.1 Anvendelse og forbrugDer anvendes zink til forzinkning af stål og til beklædning af tage og facader, og i messingrør. Zink indgår i messing (udgør ca. 40 %), der bruges til rør i vandsystemer m.m. Der anvendes også zink i maling og til stabilisering af PVC. Udfra det tilgængelige talmateriale regnes det med, at alt zinkoxid, zinkstøv og zinksulfid anvendes i byggeriet medens det vurderes, at 50 % af zinkphosphat anvendes i byggeri. I Danmark blev der i 1996 i alt brugt 4200 tons [BPS-centret, 1998]. I 1993/1994 blev der anvendt i alt 12.000 tons zink som plader og til galvanisering [Hansen, 1995]. I dag er der ingen opgørelse over fordelingen af zinkforbruget i Danmark, hvorfor Tabel 4.13 angiver zinkforbruget i byggeri i Norge.
Tabel 4.13 Forbrug af zink i byggeri i 1997 i Norge [Huse, 1998] Forbruget af forzinkede produkter i tabellen ovenfor er beregnet ud fra, at 42 % af zinkforbruget går til byggeri og heraf 31 % til forzinkede produkter, dette er er erfaringstal fra Sverige i perioden 1900-1995 [Lohm,1997]. 4.7.2 Sundhed, miljø og reguleringGalvaniserede produkter og produkter af zink afgiver zink og zinkforbindelser til de omgivende miljøer (især vand og jord), hvorved det kan ophobes i fødekæden. Selve stoffet zink er dog et mikronæringsstof uden specielle toksiske egenskaber. 4.7.3 AffaldshåndteringForzinkede produkter går til skrothandler, og zinkplader indsamles og bliver genanvendt. Rør af messing går ligeledes til skrothandler. På baggrund heraf skønnes det, at ca. 90 % zink genanvendes og den resterende mængde svarende til ca. 10 % henholdsvis forbrændes ca. 5 % og deponeres ca. 5 %. Bortskaffelsen af zink i plast er her sammenlignet med de oplysninger, der er givet om tagrender og rør af PVC plast i Lauritzen og Christensen (1997). Der oplyses det, at ca. 20 % af plasten genanvendes og de resterende ca. 80 % går forbrænding eller deponering. I dette bortskaffelses-scenario antages det, at hoveddelen af plasten (inkl. zink) ca. 60 % bliver forbrændt og de resterende ca. 20 % bliver deponeret. 4.7.3.1 UdviklingDer foreligger ingen afgørende incitamenter (lovgivning og/eller forbud) for reduktion af zink i byggeriet. Det er således også observeret et stigende forbrug af zink til forzinkede produkter samt til tage og facader i Norge i perioden 1990-1997. Forbruget af messingrør indeholdende zink har dog været svagt faldende i samme periode (1990-1997) og forbruget af zinkoxid, i maling, er halveret i perioden 1990-1995 [Huse, 1998]. 4.8 PCBPCB omfatter en gruppe forbindelser med betegnelsen polychlorerede biphenyler, der fremstilles i ca. 209 varianter (kongener), som kan indeholde forskellig mængde chlor, 31%-71%. Forbindelserne består af to benzenringe af kulstof og hydrogen, nogle steder er hydrogenatomet udskiftet med chloratomet, og chloratomerne kan sidde i forskellig positioner (ortho, para og meta stilling). 4.8.1 Anvendelse og forbrugPCB har været brugt i olie til kondensatorer og transformere, som blødgørere i fugemasser, lim, malinger, plastmaterialer samt i hydrauliske væsker og smøremidler og i selv-kopierende papir m.m. Inden for byggeriet i de nordiske lande er PCB hovedsageligt blevet brugt i:
PCB er tilsat disse produkter for at opnå nogle forbedrede tekniske egenskaber, for eksempel som blødgørere, brandhæmmere eller skimmelhæmmere.
Tabel 4.14. PCB i byggeri (i elektriske komponenter og byggevarer) [Maag og lassen, 2000; FSO, 2000 og COWIconsult, 1983] PCB har været anvendt i elastiske fugemasser, fortrinsvis af typen polysulfid. Polysulfidfugemasser har været brugt i perioden 1950-1976, hvor ca. 60-80 % af elastiske fuger bestod af polysulfid. Ca. 30 % af polysulfidfugemasserne indeholdt PCB med op til 15 vol-% PCB. Disse fugemasser blev i perioden 1960-1970 erstattet med polyurethanfugemasser og efterfølgende af MS- polymere. I dag udgør polysulfidmasser ca. 5 % af markedet [FSO, 2000]. Elastiske fugemasser anvendes, hvor der ønskedes en stor træk/tryk deformation, op til 25 %. De elastiske fugemasser blev især anvendt i bygninger med lette facader, betonelement-ydervæg, træskelet-ydervæg og træskelet-dobbeltvæg [Hanberg, 1970]. Generelt bruges elastiske fugemasser ved samlinger, udvendigt omkring facadeplader, omkring vinduer og døre, i deformationsfuger, mellem bygningsdele og i forbindelse med balkoner. Der anvendes elastiske fuger i bygninger af betonelementer, men også i bygninger af andre materialer. PCB-holdige fugemasser er også blevet anvendt indvendigt, omkring vinduer, døre, gulve, mellem fliser i vådrum og som tværfuger i flisebelagte gulve [Statens forureningstilsyn, 2000b]. I Danmark er der på konstruktionstegninger fra denne periode angivet, at der er anvendt polysulfidfugemasser [Aktuelle byggeri 1969-1973, 1978]. Tidligere regnede man med, at fugerne var udskiftet efter 20 år, men praksis viser, at levetiden er mellem 30-50 år. Der regnes med, at der er 2 mill. meter PCB-holdige fuger tilbage eller ca. 30 % af eksisterende fuger er udskiftet, hvilket svarer til 75 tons PCB tilbage i bygningerne [FSO, 2000]. Forseglingslim til termoruder indeholdt i perioden 1967-1973 i langt de fleste tilfælde PCB op til 20 vol-%. Normalt regnes der med en levetid på 20 år for termoruder, men oplysninger fra Norge og Sverige angiver en længere levetid og dermed en større andel af termovinduer med PCB, end umiddelbart forventet, sidder tilbage i bygningerne. I Norge regnes med, at ca. 80 % af samtlige indsatte termoruder sidder tilbage i bygninger i dag og i Sverige er tallet 60 %. Udfra oplysninger om produktion af termoruder i perioden 1967, kan mængden af PCB beregnes til 200 tons, idet der kan regnes med, at der blev brugt ca. 1 liter forseglingslim (massefylde 1,5 g/ml) pr. 4-5 m² og at denne indeholdt 20 % PCB [Danmarks Statistik, 2000]. Der kan regnes med, at ca. 75 % af markedet brugte forseglingslim med PCB. Normalt regnes der med en levetid på 20 år for ruder, men oplysninger fra Norge og Sverige angiver, at mindst halvdelen endnu er tilbage i bygningerne. I Tyskland har der optil 1972 været anvendt træfiber med en overfaldebehandling af chlor-kautsjuk med 15 % PCB. Pladerne har været anvendt som loftplader i skoler (Zwiener, 1994). Det har ikke været muligt at få bekræftet om sådanne loftsplader har været anvendt i Danmark. Der er i perioden 1955-1975 benyttet PCB som blødgører i maling og der skønnes et forbrug på 130-270 tons PCB [Maag og Lassen, 2000]. Der er ikke anvendt PCB i maling til bygninger. I Norge er der benyttet PCB i maling, fortrinsvis skibsbundsmaling, ca. 30 %, zinkstøvmaling og facademaling. Der anvendtes også PCB som blødgører i plast, men der vides ikke hvor meget, der er brugt i bygge- og anlægssektoren. I byggesektoren i Norge er betontilsætningsstoffet Borvirket anvendt, dette er ikke anvendt i Danmark [Borvirket, 2001]. Gulvbelægning (Acrydur gulve) indeholdt også PCB, men anvendelse af disse i Danmark er ikke blevet bekræftet. 4.8.2 Sundhed, miljø og reguleringEgenskaberne af PCB varierer med chlorindholdet. Forbindelserne er karakteriseret ved, at de let opløses i organiske opløsningsmidler og i fedtvæv, men vanskeligt opløses i vand. Skadevirkningerne af de forskellige kongener varierer, således er giftigheden størst for PCB, der ikke har noget chloratom i ortostillingen. Teknisk PCB har som regel ingen chloratomer i ortostillingen og kun en lille del (1%) af teknisk PCB indeholder chloratomerne i ortostillingen [Bernes, 1998]. PCB kan påvirke menneskers sundhed ved at:
Forbindelserne er kemisk stabile og nedbrydes vanskeligt i miljøet, og stofferne har dermed mulighed for at blive akkumuleret i miljøet og op gennem fødekæden . Der har været fremsat teorier om, at organiske miljøgifte skulle være årsagen til sælers dårlige reproduktion misdannelser af fosteret. Disse forstyrrelser hos f.eks. sæler kan henføres til mekanismer, der skyldes organiske miljøgifte såsom PCB i fedtvæv, men det kan være vanskeligt entydigt at pege på en enkelt årsag [Bernes, 1998]. Ved brande hvor forbrændingen er ufuldstændig kan PCB-holdige produkter danne ret store mængder dioxin grundet PCBs nære kemiske slægtskab med dioxiner som set f.eks. ved transformatorbrande i bygninger i USA.
Tabel 4.15 Tabel visende klassificering og mærkning af PCB [Bekendtgørelse nr. 733, 2000]. Forklaring af koderne i tabellen findes i Tillæg 3. PCB kan have været i brug fra 1929, idet produktionen af PCB i USA startede i 1929 og nåede et maksimum i 1970 med en årlig produktion på ca. 44.000 t på verdens basis. Den stigende opmærksomhed på PCB's miljøskadelige virkning bevirkede, at regeringer i forskellige lande i 70'erne tog skridt til at begrænse brugen af PCB. OECD tog i 1973 sagen op, hvilket resulterede i, at medlemslandene skulle sikre, at PCB ikke blev brugt til industrielle formål med undtagelse af:
Endvidere anbefalede OECD medlemslandene:
Det fremgår af en folketingsredegørelse, at PCB ikke er fremstillet her i landet og, at der i 1973 fandtes to hovedanvendelser sted, i åbne systemer og i lukkede systemer. Af redegørelsen fremgår [Miljøstyrelsen, 1974]:
Det er således forbudt at bruge PCB som blødgører og brandhæmmer i produkter som fugemasse, lim, maling og lak efter1 januar 1977. Bekendtgørelse om PCB og PCT og erstatningsstoffer herfor forbyder al salg og import af PCB samt apparater, der indeholder dette fra 1. januar 1999, hvilket er en implementering af EU direktiv 96/59/EF [Bekendtgørelse nr. 925, 1998; EU, 1996]. Der er krav om, at apparater incl. transformator, kondensatorer over 5 dm³ bortskaffes senest 1. januar 2000. Andre apparater skal bortskaffes ved endt levetid med brug af de metoder, der er anført i bekendtgørelsen. Det sidste har betydning for håndteringen af byggeaffald, hvor der ind imellem må findes sådant affald. Herudover skal reglerne i Bekendtgørelse om håndtering af affald af elektriske og elektroniske produkter følges [Bekendtgørelse nr. 1067, 1998]. Bekendtgørelsen kræver, at alle PCB-holdige kondensatorer over 2 cm³, der er monteret på printkort fjernes f.eks. ved aflevering. De PCB-holdige kondensatorer skal afleveres til en virksomhed, der er godkendt til bortskaffelse af farligt affald. 4.8.3 AffaldshåndteringProdukter med over 50 mg/kg svarende til 50 ppm PCB karakteriseres som farligt affald og skal derfor håndteres som sådan. I dag vides det ikke præcist hvilke fuger, der indeholder PCB og fugemasser bortskaffes i dag sammen med det pågældende byggemateriale. Fugemasser i forbindelse med betonelementer bortskaffes således i Danmark i dag med betonen. Der skal dog føres tilsyn med, om termoruder er fra perioden 1967-73, hvor der har været anvendt PCB-holdig forseglingslim og PCB-holdigt materiale skal sorteres fra. I Danmark formodes en stor del af affaldet fra vinduesrenoveringer at gå direkte til deponering eller glasset slås ud og rammer med forseglingsmateriale af plast går til deponering (PVC-rammer) [Miljøstyrelsen, 1997a]. Rammer af træ med forseglingsmateriale går til forbrænding, medens rammer af aluminium går til genanvendelse af metal [Miljøkontrollen, 2000]. I Sverige anbefaler Byggsektorns Kretsloppsråd at fjerne fugemasser, der indeholder mere end 50 ppm samt gulvmateriale med PCB inden 2003. I Norge er affald med mere end 50 mg/kg PCB (svarende til 50 ppm) farligt affald og skal derfor håndteres som sådan [Statens forureningstilsyn, 2000a]. Der er desuden givet en vejledning i udskiftning af gamle termoruder med PCB og den tilsvarende håndtering af affald fra udskiftningen [Haugen, 2000a; Haugen, 2000b]. På baggrund af ovenstående syntes det vanskeligt at komme med et bud på et generelt bortskaffelsesmønster for de, i denne rapport, omfattede byggevarer indeholdende PCB. Men et groft skøn vil være, at ca. 10 % bliver forbrændt og ca. 90 % deponeres (eller bortskaffes som farligt affald). 4.9 ChlorparaffinerChlorparaffiner omfatter en gruppe af chlorerede forbindelser med en kædelængde fra 10-30 kulstofatomer og et chlorindhold på 20-70%. 4.9.1 Anvendelse og forbrugChlorparaffiner er fortrinsvis anvendt som brandhæmmere i kabler, men virker også som blødgører i maling, plast og fugemasser. Der anvendes ca. 10 % chlorparaffiner i PVC plast og forbruget af kabler var i 1985 3500 tons PVC, hvilket medførte 350 tons chlorparaffiner. [Miljøstyrelsen, 1990]. Chlorparaffiner findes i følgende:
I Tabel 4.16 er vist forbruget af chlorparaffiner i Danmark i perioden 1980-1991. Der er regnet med, at alt maling med chlorparaffiner anvendes i byggesektoren. Tabellen angiver det totale forbrug af chlorparaffiner i byggesektoren i 1992, som udgjorde ca. 15 % af det totale forbrug af chlorparaffiner i Danmark. Der er ingen opgørelser af mellem- og lang kædede chlorparaffiner. Forbrugets fordeling på de enkelte byggevarer er vist i Tabel 4.17.
Tabel 4.16 Forbrug (produktion og import) af kortkædede chlorparaffiner i 1992 [Back, 1994]
Tabel 4.17 Brug af kortkædede chlorparaffiner i Danmark i 1992 [Back, 1994] I Norge har der været en nedgang i forbruget af kortkædede chlorparaffiner fra ca. 110 tons pr. år i 1991 i byggeriet til 15 tons i 1998. Forbruget af mellemkædede og langkædede chlorparaffiner er derimod øget. Det totale forbrug er således øget fra 155 tons til 1080 tons , hvoraf langt den største del anvendes i plast [Bjørnstad,1998]. 4.9.2 Sundhed, miljø og reguleringChlorparaffiner er i dag ikke klassificeret som farlige stoffer, men står på listen over uønskede stoffer, idet stofferne ønskes begrænses for at undgå spredning til bl.a. havmiljøet. Der er foreslået, at de kortkædede chlorparaffiner klassificeres i EU [Miljøstyrelsen, 2000b]. Der er i dag kun oplysninger om sundhedseffekter fra de kortkædede chlorparaffiner, der kan fremkalde kræft hos rotter og mus. De mellemkædede chlorparaffiner C14-C17 er under risikovurdering i EU. En oversigt over inddeling af henholdsvis kort-, mellem- og langkædede chlorparaffiner fremgår af Tabel 4.18.
Tabel 4.18 Inddeling af chlorparaffiner.
- Ingen tilsvarende oplysninger vedrørende klassificering m.m. af langkædede chlorparaffiner. Tabel 4.19. Forslag til klassificering af chlorparaffiner. Forklaring af koderne i tabellen findes i Tillæg 3 En risikovurdering i EU af de kortkædede chlorparaffiner gav følgende resultat [Bjørnstad, 1999]:
Den lave nedbrydningshastighed giver mulighed for, at stoffet akkumuleres i miljøet og op gennem fødekæden. I 1995 besluttede Oslo-Paris kommissionen, at der internationalt skulle fokuseres på udfasing af kortkædede chlorparaffiner ved følgende anvendelser:
Udfasning skal være sket inden 31.12 1999. Der er i Danmark ikke udstedt bekendtgørelser, der begrænser brug af chlorparaffiner, men der arbejdes i EU på et direktiv, der begrænser brugen af de kortkædede chlorparaffiner til visse anvendelser. De mellemkædede chlorparaffiner er under risikovurdering i øjeblikket, herunder også, hvorledes de skal klassificeres. Der arbejdes i øjeblikket med projekter, der undersøger mulighederne for at substituere de mellemkædede chlorparaffiner med andre stoffer. 4.9.3 AffaldshåndteringBortskaffelsen af chlorparaffiner i plast (her tænkes hovedsageligt på plast til tagrender og rør) antages at foregå ved, at ca. 20 % genanvendes, ca. 70 % forbrændes og ca. 10 % deponeres. Chlorparaffiner i maling antages at blive bortskaffet sammen med den byggevarer/bygningsdel, som indeholder stoffet. Det er imidlertid vanskeligt at opstille scenarier baseret på facts, da disse oplysninger er svære at finde. Bortskaffelsen af maling er ikke medtaget i de nedenstående vurderinger. Det vurderes at størstedelen af chlorparaffiner i fugemasse, andre udfyldningsmidler og lim bliver deponeret. Det skønnes for både fugemasse og lim, at ca. 10 % bliver forbrændt og ca. 90 % bliver deponeret. 4.9.3.1 UdviklingDer antages, at tallene i Tabel 4.17 ovenfor, der beskriver det samlede forbrug af chlorparaffiner i Danmark fra 1980-1991, er beskrivende for forbruget af chlorparaffiner byggeriet i sammen periode. Der har således været tale om en fordobling i forbruget af chlorparaffiner i byggeriet i denne omtalte tidsperiode. 4.10 CFCChlorfluorcarboner (CFC'er) omfatter forbindelser som CFC-11, CFC-12, CFC-113, CFC-114, CFC-115 og CFC-22. 4.10.1 Anvendelse og forbrugForbruget af CFC'er påbegyndtes i 1970érne. De typiske anvendelser af CFC'er i byggeriet var i isoleringsmateriale til fjernvarmerør, i PUR skum til isolering til bygninger og i PUR fugemasse. Der anvendes også CFC i extruderet polystyren (XPS) til isolering. Extruderet polystyren (XPS) benyttes under tungt belastende terrændele samt til isolering af tage. Extruderet polystyren fremstilles ved, at polystyren presses ind i en form sammen med et opskumningsmiddel f.eks. CFC-12. Der benyttes ca. 3 kg CFC pr m³ isoleringsmateriale. Der tabes noget CFC under produktionen, men der er ca. 2,5 kg pr. m³ tilbage i materialet, som diffunderer langsomt ud, en halveringstid på ca. 100 år. Polyurethan (PUR) fremstilles ved en reaktion mellem en isocyanat og en polyol. Polyolen indeholder CFC-11 eller en blanding af CFC-11 og CFC-12 og CFC-mængden i det færdige produkt udgør ca. 15-25 vægt %. PUR anvendes til isolering af væge, gulve og facader og til industriporte og døre. Fugeskum af PUR leveres som en komponentblanding, hvor opskumningsmidlet er CFC-11 og CFC-12 samt en lille mængde CFC-22. Fugeskum anvendes til samling af byggeelementer, isætning af døre og vinduer og i forbindelse med understrygning af tegltage.
Tabel 4.20 Brug af CFC i byggeri [Hansen, 1988; Juul Busch, 1991] Det skal bemærkes, at PUR i stor grad anvendes til isolering af fjernvarmerør, idet skummet blæses ind mellem stålrør og et beskyttende rør af plast. PUR til fjernvarmerør kategoriseres som tilhørende under anlægssektoren, som der er afgrænset fra i dette projekt. Det skal dog nævnes, at forbruget af CFC i PUR til fjernvarmerør har været relativt stort eksempelvis 580 tons i 1986 og 345 tons i 1989. I perioden 1989-1994 er det totale forbrug af CFC (bruttoforbrug) opgjort [Holmegaard Hansen, 1995]. Nettoforbruget beregnes udfra bruttoforbruget, idet eksporten fratrækkes og forbruget til byggevarer kan beregnes udfra bruttoforbruget, idet der antages [Juul Busch, 1991]:
Tabel 4.21 Beregnet forbrug af CFC i byggeri [Holmegaard Hansen, 1995] 4.10.2 Sundhed, miljø og reguleringAlle CFC'er har en nedbrydende effekt af det stratosfæriske ozonlag. For kølemøbler eksisterer cirkulære om kommunale regulativer vedrørende bortskaffelse af CFC-holdige kølemøbler hvor der er formuleret krav til oparbejdningen, hvilket indebærer at 95 % af CFC tømmes fra kompressorer og 80 % af CFC fjernes fra skum [Cirkulære nr. 132, 1996]. Der er ikke danske krav til andre produkter, men overordnet er Montreal-protokollen tiltrådt under de forenede nationers miljøprogram UNEP om ozonlagsnedbrydende stoffer, hvor målet er en reduktion i udledningen af stofferne. Endvidere eksisterer EU-forordning 2000 af 29 juni 2000, som forbyder CFC'er og Hydrochlorflourcarboner (HCFC'er - se nedenfor) med forskellig tidsfrist. 4.10.3 AffaldshåndteringDer foreligger umiddelbart ingen registrede oplysninger om bortskaffelsesmønsteret for CFC'er i PUR-skum til bygningsisolering m.m. Men det vides, at både PUR og XPS kan brænde og har en høj brændværdi. Desuden vides det, at PUR-skummet i køleskabe forbrændes f.eks. ved H. J. Hansen eller Århus genbrugsselskab. På baggrund heraf vurderes det, at størstedelen af CFC-holdige produkter fra byggeriet, ca. 90 % forbrændes og, at resten ca. 10 % deponeres. 4.10.3.1 UdviklingDer anvendtes CFC frem til 1993, hvorefter CFC'er blev erstattet af HCFC'er. Anvendelsen af CFC'er er således stoppet i 1994, og forbruget har været faldende fra 1986-1994. Forbruget af CFC'er til isolering er faldet i perioden (1986-1994) fra 240 tons til 16 tons. PUR til fugeskum var i 1986 45 tons , faldt til 8 tons i 1989 og forbruget af CFC til fugeskum ophørte i 1991. Forbruget af PUR til fjernvarmerør er fastlagt i perioden 1984-86 og ud fra oplysninger om bruttoforbruget kan det ses, at forbruget er mere eller mindre udfaset i 1993. Forbruget af XPS var i 1986 15 tons og antages udfaset i 1989. 4.11 HCFC og HFC'erHydrochlorflourcarboner (HCFC'er) og hydroflourcarboner (HCF'er) er blevet taget i brug i stedet for chlorfluorcarboner (CFC'er). 4.11.1 Anvendelse og forbrugI perioden 1990 til 1994 anvendtes HCFC-22 i fugeskum. Forbruget gik ned i 1993 og afløstes af HFC'erne, idet der i 1992 trådte et forbrug mod HCFC –142b, HFC–134a, HFC-152a i brug. I isoleringsmateriale anvendtes der i perioden 1991 til 1994 HCFC-22. I 1993 påbegyndtes der et forbrug af HCFC-141b og HCFC-142b, hvor forbruget af HCFC-141b dominerede i 1994. Der anvendtes også HCFC–22 i fjernvarmerør i perioden 1990-1994, og i 1991 påbegyndtes der et forbrug af HCFC-142b og af HCFC-141b i 1993. I nedenstående tabel er det totale forbrug af HCFC og HFC (bruttoforbrug) opgjort [Holmegaard Hansen, 1995]. Nettoforbruget beregnes udfra bruttoforbruget, idet eksporten fratrækkes. forbrug til byggevarer kan beregnes udfra bruttoforbruget, idet der antages [Juul Busch, 1991]:
* Totalen er afrundet til nærmeste heltal Tabel 4.22. Beregnet forbrug af HCFC og HFC i byggeriet i Danmark for perioden 1989 til 1994. [Holmegaard Hansen, 1995] 4.11.2 Sundhed, miljø og reguleringDer benyttes hyddrochlorflourcarboner som HCFC 22 og hydrofluorcarboner som HFC-134a, HFC-152a, HCFC-141a og HCFC-142b. Hydrochlorfluorcarboner påvirker det stratosfæriske ozonlag og bidrager til drivhuseffekten. Hydrofluorcarboner bidrager til drivhuseffekten.
Tabel 4.23 Oversigt over drivhuseffekten og den ozonnedbrydende effekt af CFCér [Hauschild, 1996] 4.11.3 AffaldshåndteringPå baggrund af manglende oplysninger om bortskaffelsen af både HCFC- og HFC-holdige produkter i byggeriet, er det her antaget, at bortskaffelses scenariet beskrevet overfor for CFC (afsnit 4.10.3), er dækkende for HCFC'er og HFC'er. Det vil med andre ord sige, at sige ca. 90 % af HCFC- og HCF'-holdige produkter forbrændes og ca. 10 % deponeres. 4.11.3.1 UdviklingForbrug af HCFC-22 og HCFC-142b er reduceret, medens forbruget af HCFC-141b er steget fra 1993 til 1994. Forbruget af HCFC stiger, hvilket betyder at mængderne af HCFC og HFC i byggeaffaldet stiger væsentligt når de produkter der indeholder stofferne engang skal bortskaffes. 4.12 SvovlhexafluoridSvovlhexafluorid har især været anvendt til støjisolerende vinduer. I dag forsøges støjdæmpningen at opnås på anden vis f.eks. ved brug af Argon eller Krypton. 4.12.1 Anvendelse og forbrugSvovlhexafluorid (SF6 ) bruges som nævnt i støjisolerende ruder, i isolatorgas i elektriske installationer, som sporgas og i sko (stødabsorption). Forbruget er størst til støjisolerende ruder. SF6 har været i brug fra midten af 1980éne, men forbruget er stærk faldende.
Tabel 4.24 Brug af svovlhexafluorid i støjisolerende ruder [Miljøstyrelsen, 1996a] 4.12.2 Sundhed, miljø og reguleringSvovlhexafluorid er en kraftig drivhusgas, hvor 1 kg SF6 har samme drivhuseffekt som 23900 kg carbondioxid (CO2.). Der er i øjeblikket ingen begrænsning i anvendelsen af stoffet, men der er fremsat en handlingsplan til regulering af de kraftige drivhusgasser, hvor anvendelse af SF6 forbydes i støjisolerende ruder fra 1. januar 2003. Stoffet er desuden nævnt på listen over uønskede stoffer. 4.12.3 AffaldshåndteringSvovlhexaflorid (SF6) i byggeriet findes hovedsageligt i lydisolerende ruder. Lydisolerende ruder antages i denne sammenhæng at udgøre den eneste væsentlige type af byggevarer indeholdende SF6. Bortskaffelsen af disse ruder antages, at følge samme mønster som beskrevet ovenfor for PCB i f.eks. lim i termoruder (afsnit 4.8.3 ovenfor). Dette resulterer i, at ca. 10 % forbrændes og ca. 90 % deponeres. 4.12.3.1 UdviklingGassen har været brugt fra midten af 1980 med et næsten konstant årligt forbrug, som indikeret i Tabel 4.23 ovenfor. I 1998 og 1999 faldt forbruget dog stærkt. 5 Byggeaffald 2001-2025 og prognosemodeller
5.1 IndledningMængden af problematiske stoffer, som kan forventes at fremkomme i byggeaffald afhænger dels af den aktuelle andel af stofferne i de forskellige typer byggematerialer og byggerier og dels af de samlede mængder byggeaffald fra henholdsvis nybyggeri, renovering og nedbrydning. I dette kapitel gives indledningsvis et skøn over mængderne af bygge affald, som kan forventes i perioden fra 2001 – 2025. Prognosen bygger på erfaringerne fra Prognose for bygge- og anlægsaffald (PROBA) sammenholdt med den aktuelle udvikling af byggeriet og de registrerede mængder af byggeaffald i tiden fra 1990 til i dag [Miljøstyrelsen, PROBA, 1990]. Dernæst gives en vurdering af modeller til prognostisering af problematiske stoffer i byggeaffaldet på grundlag af erfaringerne med PROBA og prognoser for PVC affald fra nedbrydning og renovering [Miljøstyrelsen, PROBA, 1990], [Lauritzen og Christensen, 1997]. 5.2 PROBAMiljøprojektet PROBA havde til formål at frembringe en detaljeret opgørelse for de potentielle mængder af bygge- og anlægsaffald i Danmark og at opstille en prognose for de næste 25 år, dvs. fra 1991 til 2015. PROBA omfattede kortlægning af bygningsbestanden og bestemmelse af enhedsmængder for forskellige materialer i bygninger og anlægskonstruktioner. Der blev lagt vægt på kortlægning af de større fraktioner: tegl, beton, træ, metal, papir og plast, medens undersøgelsen ikke omfattede byggevarer eller kategorier af byggevarer. Resultatet af undersøgelserne fremgår af Figur 5.1, som viser den prognosticerede potentielle mængde af bygge- og anlægsaffald fra 1990 – 2015 med angivelse af fordeling på boliger, erhverv og anlæg. Ved potentielle affaldsmængder forstås de mængder, som er genereret ifølge PROBA-modellen ud fra nogle ganske bestemte forudsætninger vedrørende levetider, bestand af bygninger, byggeaktivitetsniveau og enhedsmængder. (Se nærmere beskrivelse nedenfor i afsnit 5.5). I PROBA projektet viste det sig, at de estimerede affaldsmængder på ca. 4,4 mill. tons i 1990 lå ca. tre gange over de registrerede tal for bygge- og anlægsaffald, som Miljøstyrelsen regnede med i slutningen af 1980érne. Registrerede mængder er den del af de realiserede mængder, som er tilgået og registreret ved modtageanlæggene og i det kommunale affaldssystem og realiserede mængder forstås som den faktiske affaldsproduktion og strømme af bygge- og anlægsaffald. Med indførelse af kommunale affaldsregulativer og Miljøstyrelsens Informations System for Affald og Genanvendelse (ISAG) fik man skabt mulighed for at registrere affald og dermed også byggeaffald, som blev modtaget på godkendte affaldsanlæg eller anvist til genanvendelse eller bortskaffelse af kommunerne overalt i landet. Det skal imidlertid bemærkes, at der henstår mange tomme erhvervsbygninger, specielt i landbruget, som ikke nedbrydes, men blot står og forfalder. Tomme udtjente bygninger betragtes i PROBA som potentielt affald. Derfor vil de potentielle affaldsmængder fortsat ligge betydeligt højere end mængderne af realiseret og registreret bygge- og anlægsaffald.
Figur 5.1 Potentielle affaldsmængder på landsplan i perioden 1990 til 2015 ekskl. jord og asfalt [Miljøstyrelsen, PROBA, 1990] Det ses af Figur 5.1, at de potentielle mængder bygge- og anlægsaffald forventes at stige fra ca. 4,4 mill. tons i 1990 til lidt over 5 mill. tons i 2015. Der er altså tale om forventninger til en svag stigning af affaldsmængderne gennem prognoseperioden 1990-2015. I PROBA-rapportens konklusioner og anbefalinger er det bl.a. nævnt:
Det blev endvidere anbefalet at gøre en koncentreret indsats inden for behandling af bygge- og anlægsaffald med særlig vægt på selektiv nedbrydning, sortering, oparbejdning og genanvendelse af bygge- og anlægsaffald. 5.3 Bygge- og anlægsaffald i 1990’erneI perioden fra 1990 til 2000 har bygge- og anlægssektoren været præget af store udsving. De store broprojekter har præget anlægsbyggeriet i betydeligt omfang . I begyndelsen af 90erne skete der et fald i investeringer og dermed en betydelig nedgang i påbegyndt boligbyggeri. Figur 5.2 viser bygge- og anlægsaffaldsmængderne fra 1993 til 1999. Der ses en tydelig stigning i affaldsmængderne i perioden fra 1993 til 1997 og et efterfølgende fald i mængderne til ca. 3 mill. tons i 1998 og 1999. Hvorvidt der er tale om en faldende tendens eller en stabilisering af mængderne af bygge- og anlægsaffald, der fortsætter i de kommende år, eller om der blot er tale om en tilfældig variation kan endnu ikke afgøres.
Figur 5.2 Grafisk fremstilling af mængder bygge- og anlægsaffald 1993 – 1999, jf ISAG og Affaldsstatistik 1999. Følgende forhold har haft indflydelse på bygge- og anlægsaffaldsmængderne det seneste årti:
Udviklingen i byggeriet og produktionen af bygge- og anlægsaffald vurderes umiddelbart at ligge noget over, hvad man forventede i PROBA undersøgelserne. I 1990 forventede man f.eks. ikke, at udskiftning af el- og kraftværker skete så hurtigt, og at en stor del af de gamle produktionsblokke ville blive nedrevet i perioden inden 2000. Der var heller ikke mange, der drømte om realiseringen af en ny bydel på Kalvebod fælled (Ørestaden). Som følge af, at en stor del af byfornyelsen af den ældre boligmasse er sket ved renovering af de eksisterende boliger, har nedbrydningsaktiviteten på dette område været beskeden sammenlignet med byfornyelsesaktiviteten i 1970erne og 80erne. Behovet for sanering af boligmassen, som er opført i 1960erne og 70erne er begyndt at vise sig mærkbart, og der er set mange større projekter med renovering af byggeri fra denne periode (f.eks. Brøndby Strand). I modsætning til flere andre lande, f.eks. England, er det imidlertid kun få bygninger, der er revet ned. Nedbrydning af en større boligblok, Kongeleddet i Rødby, var den første større nedbrydning af et 60'er byggeri. Det skal også nævnes, at renovering af den store bebyggelse, Lundehusene, i Ballerup nærmest havde karakter af nedbrydning, idet kun husenes vægge blev bevaret i det renoverede byggeri. Der er sket en stor udvikling af havneområder og mange større industriejendomme beliggende på de attraktive havneområder er nedrevet, f.eks. B&Ws motorfabrik på Christianshavn, Soyakage fabrikken på Islands Brygge og Tuborg bryggerierne i Hellerup. Mange pakhuse er nedrevet/ombygget på tidligere arealer under Københavns Frihavn (Midtermolen, Langelinje, Nordhavn m.v.). Ligeledes har mange andre havneområder rundt om i landet udviklet sig fra hovedsageligt at bestå af industri til nu at omfatte en betydelig større del boliger og kontorer. Nedbrydningsaktiviteterne gennem 90'erne har i vid udstrækning omfattet udvikling af industri og havnearealer med ældre tunge bygninger med relativt store mængder tegl og beton. Derfor har det været relativt nemt at opnå en høj genanvendelse af byggeaffaldet (på over 90 %). 5.4 Fremtidig udvikling 2001 - 2025Bygge- og anlægsaffaldet i de næste 25 år afhænger af de fremtidige konjunkturer i byggesektoren, som er yderst følsomme og betinget af landets økonomiske vækst og investeringer i renovering af den eksisterende bygningsmasse og nybyggeri. Uanset at enhver prognose for udviklingen fra 2001 til 2025 aldrig bliver andet end gætteri, kan der listes en række forhold og udviklingstendenser, som kan bidrage til at skabe overblik og antydninger af de fremtidige strømme af byggeaffald:
Figur 5.3 Fuldført byggeri i perioden 1938-1986 angivet i etageareal for henholdsvis bolig, erhverv, andet og total byggeri [Miljøstyrelsen, PROBA, 1990]. Omfanget af renovering eller udskiftning af den nyere del af den eksisterende boligmasse afhænger af den fremtidige finansielle og sociale struktur i det danske samfund. Det antages umiddelbart, at byggeriet i perioden 1960 - 1980 rummer en del problemstillinger, så som:
Det skønnes derfor, at behovet for renovering contra udskiftning ved nedbrydning og nybyggeri vil afhænge af politiske forhold og myndighedernes villighed til at foretrække større helhedsløsninger frem for successive lapperier. Netop spørgsmålet om renovering og nedbrydning af disse bygninger har en afgørende indflydelse på affaldsstrømme med problematiske stoffer. Den nyeste del af bygningsmassen fra tiden efter 1980 antages ikke at indeholde problematiske stoffer i samme omfang, hvorfor spørgsmålet om, hvornår byggeriet fra 1990 skal renoveres eller nedbrydes ikke er særligt vigtigt set i denne sammenhæng. Sammenfattende vurderes for perioden 2001-2025:
5.5 PrognosemodellerI projektbeskrivelsen er der lagt op til udarbejdelse af prognose for byggeaffald med problematiske stoffer ved anvendelse af PROBA-modellen. Denne model er desuden anvendt til udvikling af prognose for byggeaffald med PVC [Lauritzen og Christensen, 1997]. 5.5.1 Model for prognosticering af byggeaffaldTil prognosticering af bygge- og anlægsaffald generelt blev der i PROBA-projektet opstillet følgende model: M = f( S, a, E, α, β) M: Produceret affaldsmængde pr. år. Prognose for mængderne af affald fra nybyggeri byggede på den daværende "RIMO model", som var udviklet for Planstyrelsen, medens affaldsmængderne fra renovering blev fastsat på grundlag af bl.a. penge- og finansieringsinstitutternes udlån til om- og tilbygninger. Endelig blev affald fra nedbrydningsaktiviteter fastsat ud fra en vurdering af bygningsmassens alder og byggeriets daværende konjunkturer sammenholdt med de seneste 10 års erfaringer. På grundlag af andre miljøprojekter, herunder specielt Miljøprojekt 177 ”Selektiv Nedrivning”, 1991, var der udviklet nøgletal for enhedsmængder som fremgår af Tabel 5.1 nedenfor. Disse nøgletal (enhedsmængder) benyttes stadig i planlægning af affaldshåndtering i forbindelse med byggeprojekter [Miljøstyrelsen, 1991].
Tabel 5.1 Afrundede enhedsmængder for bygningsaffald og procentvis fordeling. Taget fra Miljøstyrelsen (1990a). 5.5.2 Model for prognosticering af PVC i byggeaffaldTil prognosticering af PVC-affaldsstrømme blev der anvendt en simplificeret model: M = f(S, a, E) M: Den resulterende PVC mængde dvs. sum af mængder fra renovering og nedbrydning af bygninger. Som repræsentativt gennemsnit for de samlede PVC mængder i den eksisterende bygningsmasse, opgjort på grundlag af bygningsbestanden pr. 1988, kom enhedstallet for PVC til at udgøre 0,4 - 0,6 kg/m². 5.5.3 Model for prognosticering i dette projektDe ovennævnte modeller forudsætter a priori viden om de enkelte affaldstyper og fraktioners mængder samt sammensætning og optræden i den eksisterende bygningsmasse. I PROBA modellen kunne man nyttiggøre en betydelig mængde eksisterende viden og praktiske erfaringer fra tidligere miljøprojekter og andre undersøgelser af bygge- og anlægsaffald i bred almindelighed. På dette grundlag kunne der opstilles rimeligt pålidelige nøgletal og relationer mellem bestanden af de forskellige bygningskategorier og aktiviteter. Lidt vanskeligere lå det med de overordnede samfundsmæssige parametre, som man måtte gætte sig til på grundlag af input fra Instituttet for Fremtidsforskning. I PVC-undersøgelsen blev modellen simplificeret ved udelukkelse af de overordnede samfundsmæssige parametre (á)og specifikke parametre (â) (se ovenfor), idet man fandt disse parametre mindre relevante. Aktivitetsniveau blev udtrykt som den procentdel af bygningsmassen som forventes nedbrudt eller renoveret om året. Endelig blev nøgletal fastsat på grundlag af praktiske undersøgelser af PVC i udvalgte bygninger og sortering af byggeaffald fra udvalgte nedbrydningsarbejder i København. Efter en nærmere gennemgang af foreliggende litteratur om de andre problematiske stoffer, som beskrevet i afsnit 4 ovenfor må det konstateres, at den foreliggende datamasse og viden ikke er tilstrækkelig til udvikling af prognosemodeller af samme karakter, som prognosemodellerne i forbindelse med PROBA og PVC-undersøgelsen. Det væsentligste problem er, at den foreliggende a priori viden ikke rummer tilstrækkelig baggrund for at udtrykke relationerne mellem mængder af stofferne, deres sammensætning og optræden i såvel enkelte bygnings-materialer og -dele som i den eksisterende bygningsmasse betragtet som helhed. Desuden savnes fornøden detaljeret viden om de problematiske stoffer i de hidtidige byggeaffaldsstrømme. For at skabe overblik over de fremtidige mængder af andre problematiske stoffer, der er gennemgået i afsnit 4 ovenfor, i byggeaffaldet har det været nødvendigt at simplificere prognosemodellen til levetidsbetragtninger og skøn over samlet input af de enkelte stoffer i udvalgte byggematerialer. En prognosemodel som den der er blevet udviklet for PVC, vil kræve der skaffes mere detaljeret viden om stoffernes mængder og optræden i den eksisterende bygningsmasse og i affaldsstrømmene. 5.5.4 Anvendt PrognosemodelModellens formål er at forudsige de forventede mængder af de 12 udvalgte problematiske stoffer, der vil komme ud i affaldsstrømmen i de kommende 25 år – dvs. fra 2001 indtil 2025. Der er regnet med mængden af det rene stof og ikke mængden af bygningsvaren/delen (i affaldet) indeholdende det rene stof. Udgangspunktet for prognosen var identifikationen af, i hvilke byggevarer og bygningsdele de enkelte stoffer har været anvendt (eller anvendes). Prognosen for mængden af stofferne i affaldsstrømmen er baseret på at forskyde input tidspunktet med en skønnet levetid for hver enkelt bygningsvarer eller bygningsdel. Input tidspunktet skal forstås som det tidspunkt, hvor pågældende problematiske stof - i den tilsvarende bygningsvarer eller bygningsdel - indsættes i en bygning. De fremkomne kurver skal tages som udtryk for tendenser og ikke for absolutte tal. Prognosticeringen er foretaget ved følgende operationer: Fremstilling af 'Inputkurve': Hver enkelt stof er konstateret i forskellige typer af bygningsvarer og -dele. For hver enkelt bygningsvarer og/eller bygningsdel er der skønnet en 'inputkurve' over, hvornår de enkelte stoffer er forbrugt i byggeriet. De enkelte input-kurver er i det følgende lagt sammen til én kurve for at lette overblikket. Input-kurverne er frembragt på baggrund af de tal der er præsenteret i Afsnit 4 ovenfor. Hvor der ikke har været tilgængelige oplysninger (data) er disse skønnet. For de fleste stoffers vedkommende har der kun været adgang til oplysninger om få år og nogen gange kun for et enkelt år. På baggrund af disse år eller dette år er stof mængderne, der er indeholdt i byggeriet, ækvivaleret med byggeaktiviteten udtrykt ved antallet af færdiggjorte boliger i det enkelte år. Oplysninger om byggeaktiviteten i perioden 1950-97 er taget fra Danmarks Statistik. Uden for denne periode er der skønnet et forbrug. Som nævnt ovenfor giver denne model et kvalificeret skøn over mængderne, men ikke et præcist billede af mængderne. Tal fra de øvrige skandinaviske lande er kun anvendt såfremt der ikke har været adgang til oplysninger fra Danmark. Årsagen er primært, at byggeaktiviteten i de enkelte lande har været tidsmæssigt forskudt, hvorfor der næppe kan forventes et tilsvarende billede i Danmark. Fremstilling af 'Outputkurve': For hver enkelt bygningsvarer og/eller bygningsdel er der skønnet en gennemsnitlig levetid, der er anvendt til at beregne, hvornår stoffet teoretisk set vil vise sig i affaldsstrømmen. Der er ved fastsættelsen af levetiden forsøgt at tage hensyn til, at bygningsvarer og -dele ofte udskiftes før den tekniske levetid er nået. Outputkurven frem kommer ved at forskyde inputkurven for hver enkelt stof med en defineret levetid: Outputmængde i år ( X )= Inputmængde i år ( X - levetid ) Eksempel - Et vindue med en levetid på 30 år: Outputmængde i 1999 = Inputmængde i ( 1999 - 30 år ) = Inputmængde i 1969 De enkelte outputkurver for de identificerede bygningsvarer og -dele pr. stof er, som ovenfor nævnt, i det følgende lagt sammen til én kurve for at lette overblikket. Fremstilling af kurve over akkumuleret mængde: På baggrund af input- og outputkurverne er der fremstillet en kurve, der viser den akkumulerede mængde af stoffet i et givet år:
5.5.4.1 Eksempel på kurvefremstillingNedenstående Figur 5.4 er frembragt ved, at tidspunktet for den første anvendelse samt forventet udfasnings tidspunkt er kendt. Endvidere er forbruget i perioden fra 1990-1996 kendt. Idet levetiden for den bygningsdel stoffet findes i, er skønnet til 30 år, findes affaldsmængden i 2025 ved: Outputmængde i 2025 = Inputmængde i ( 2025 - 30 år ) = Inputmængde i 1995 = 18 tons Alle øvrige år beregnes på samme måde. Det skal fremhæves, at Figur 5.4 viser den teoretiske situation i forbindelse med pronostesering af de udvalgte stoffer i byggeriet. Figurerne i det følgende kapitel visende input- og output mængder (hhv. forbrugs- og affaldsmængder) er baseret på denne teori. Det kan i visse tilfælde betyde, at visualisering af outputkurverne bliver lidt for konstruerede og ikke helt modsvarende virkeligheden.
Figur 5.4 Eksempel på konstruktion af kurve for én bygningsdel. I de følgende kurver er de forskellige bygningsdele indeholdende ét stof slået sammen til én kurve. men det er stadig hver enkelt bygningsdel der ligger til grund for outputkurven. Affaldsmængden i 2025 findes ved formlen givet ovenfor. Det bemærkes at den akkumulerede mængde aflæses på højre akse. Modellen som affaldsprognosen bygger på er baseret på en idealiseret antagelse af, at de tilførte problematiske stoffer fremkommer i affaldsstrømmen én normallevetid senere (som vist i Figur 5.4 ovenfor). I praksis må der imidlertid forventes en betydelig usikkerhed på dette punkt. På Figur 5.5 nedenfor er det forsøgt illustreret hvorledes den idealiserede outputkurve (fuldt optrukne kurve) i praksis antages at være noget fladere og mere langstrakt (vist ved den stiplede kurve). Den fladere form på sidstnævnte kurve skyldes den betydelige spredning, der i virkelighedens verden må forventes at være på produkternes levetid. Eksempelvis ses ofte, at teknisk set gode og velfungerende produkter blive udskiftet før de er slidt op - typisk på grund af en ændret anvendelse af bygningen. Tilsvarende ses eksempler på, at produkter som er slidt op, og ud fra en teknisk synsvinkel burde være skiftet ud, stadig findes i bygningen.
Figur 5.5 Principskitse visende den idealiserede outputkurve (fuldt optrukne kurve) baseret på den forventelige gennemsnitlig levetid samt den i praksis forventede outputkurve (stiplede kurve), hvor der er taget hensyn til spredningen på den faktiske levetid. Ved tolkning af de efterfølgende kurver for de enkelte problematiske stoffer bør det derfor bemærkes, at stofferne i praksis må forventes at fremkomme i affaldsstrømmen over en samlet set lidt længere periode end vist. Det har imidlertid inden for rammerne af denne undersøgelse ikke været muligt at bestemme spredningen, hvorfor alene den idealiserede situation er medtaget. I den store sammenhæng vurderes denne usikkerhed (spredningen på bygningsdele og materialers levetid) imidlertid, at være af mindre betydning, hvorfor denne for nærværende ikke behandles nærmere. 6 Byggeaffald med problematiske stoffer 2001-2025
6.1 IndledningI dette kapitel vil der blive fokuseret på de fremtidige affaldsstrømme og mulighederne for genanvendelse og bortskaffelse af de udvalgte byggevarer og problematiske stoffer. På grundlag af data, som er præsenteret i afsnit 4 ovenfor, beskrives affaldsstrømmene for de respektive problematiske stoffer. For hvert stof og tilsvarende byggevarer/del opstilles modeller, hvor mængderne bygger på det foreliggende data materiale suppleret med antagelser af anvendelsesperioder og levetider samt skøn (best guess) af mængder og bortskaffelsesmåder. Grundlaget for modellerne er beskrevet i afsnit 5 ovenfor. Modellerne opbygges på en simpel vurdering af livscyklus for byggevarer og bygningsdele med de udvalgte stoffer og beskrivelse af følgende parametre:
I beskrivelsen af affaldshåndteringen er der lagt vægt på bl.a. følgende forhold:
I Tabel 6.1 nedenfor gives et sammenfattet overblik over den procentvise fordeling af bortskaffelses-mulighederne for de 12 udvalgte stoffer og de respektive byggevarer og -dele. Bortskaffelsesmønstrene dvs. den procentvise fordeling på henholdsvis genanvendelse, forbrænding og deponering, som er diskuteret ovenfor i afsnit 4, hvortil der henvises for flere detaljer. På grundlag af disse procentsatser sammenholdt med det hidtidige forbrug af stofferne og de beskrevne affaldsstrømme, er der fremkommet et skøn over mængderne af de rene stoffer, som kan forventes i byggeaffaldet i dag (år 2001). Ved betragtning af den forventede levetid af den eksisterende bygningsmasse med indhold af byggematerialer med problematiske stoffer og det fremtidige forbrug af de pågældende stoffer gives en simpel prognose for de fremtidige affaldsstrømme af de problematiske stoffer.
Tabel 6.1 Sammenfattende oversigt over Farlige stoffer og byggevarer med procentvis angivelse af bortskaffelsesmuligheder. Baseret på oplysninger fra kapitel 4 ovenfor. 6.2 PrognosemodelMed henvisning til grundlaget for prognosemodellen, som er beskrevet i afsnit 5, er det formålet at skabe overblik over mængderne af de 12 udvalgte problematiske stoffer, som kan forventes at fremkomme i byggeaffaldsstrømmen i de kommende 25 år (fra 2001 til 2025). Prognosticeringen er foretaget ved følgende operationer:
Skønnene over de til- og fraførte mængder er i høj grad baseret på en antagelse om, at stoffets brug har fulgt aktiviteten i boligbyggeriet, der er udtrykt ved antal færdiggjorte boliger. Dette er et groft skøn, der ikke vil være "korrekt" for alle stofferne, men metoden tjener det formål at give et "best guess", der herefter kan anvendes til at bedømme stoffet. 6.3 Bly6.3.1 Mængder af bly i byggeriet
Figur 6.1 Prognosekurver for til- og fraførte mængder af bly i byggeriet fra 1950 til 2015 Blyforbruget er beskrevet ved udviklingen i boligbyggeriet, hvor tallene for 1985 er anvendt som udgangspunkt. Endvidere er kurven mellem 1985 og 1994 tilpasset således, at kurven stemmer med de opgivne tal for 1994. Tabel 6.1 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.2 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende bly. Forbruget af bly tilbage til 1950 er i de anførte byggevarer sammenholdt med bygget antal boliger. Før 1950 er blyforbruget antaget konstant givet et stigende byggeri men et antaget faldende forbrug pr. bolig (se Tillæg 4 - Inputkurven for bly). Fremtiden antages at ville indebære en faldende anvendelse, idet bly dog sandsynligvis stadig vil anvendes til kabler og til renovering af inddækninger i en længere årrække. 6.3.2 Prognose for bly i affaldsstrømmenSom det kan ses af Figur 6.1 forventes mængden af bly i affaldsstrømmen at stige til et maksimum i 2013, hvorefter mængden forventes at falde mod et mere konstant niveau, svarende til den formodet fortsatte anvendelse af bly.
6.3.3 AffaldshåndteringStørste parten af bly i byggeaffald kan umiddelbart indsamles til genanvendelse. Med henvisning til rapport om kildesporing og reduktion af tungmetaller til forbrænding går en del bly bundet i PVC til forbrænding. Da der i de senere år er fokuseret på indsamling og miljømæssig forsvarlig håndtering af PVC vil denne indsats også bidrage væsentlig til indsamling af bly og reduktion af mængderne til forbrænding. 6.3.4 Konklusioner og anbefalingerStørsteparten af bly og blyholdige produkter er lette at identificere, indsamle og behandle. Eksisterende nedbrydnings- og bortskaffelsesmetoder er generelt set tilfredsstillende, men der bør lægges mere vægt på indsamling og håndtering af bly i bundne former. Det anbefales, at der gøres en øget indsats i byggesektoren med hensyn til oplysning og uddannelse for at mindske blyholdige produkter i affald til forbrænding. 6.4 Cadmium6.4.1 Mængder af cadmium i byggeriet
Figur 6.2 Prognosekurver for til- og fraførte mængder cadium i byggeriet fra 1950 til 2015. Cadmium antages i anvendelsesperioden at følge byggeaktiviteten, hvor oplysningerne for 1977 er valgt som fikspunkt. Kurven er korrigeret med en 'forbrugsfaktor', der tilpasser kurven så den passer med oplysningerne for 1990. Tabel 6.2 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.3 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende Cadmium. Som det ses forudsættes det, at forbruget af cadmium som additiv til plast at være stoppet, mens cadmium som følgestof i zink (overfladebehandlinger) og indhold i cement, forudsættes at vedblive med at følge byggeaktiviteten, og kan næppe fjernes. 6.4.2 Prognose for cadmium i affaldsstrømmenCadmium i byggeriets affaldsstrømme forekommer ikke rent, men er bundet i PVC, overfladebehandlinger (følgestof til zink) og beton. Mængden af cadmium i affaldsstrømmen forventes at være toppet og som det ses af kurven ventes mængden at falde frem mod 2018. Der er stadig relativt store mængder i affaldet, hvilket dog må antages at blive behandlet efter forskrifterne for PVC.
6.4.3 AffaldshåndteringDa cadmium er bundet til andre materialer, kan cadmium ikke indsamles i rene mængder. Størsteparten følger PVC strømme, jf. regler for PVC. Den resterende del følger de respektive bygningsdele/materialer til genanvendelse. Under oparbejdning og knusning af betonbrokker og behandling af zink til genanvendelse kan det forventes, at cadmium frigøres i et ukendt omfang og går enten i støvet eller frigøres som dampe. 6.4.4 Konklusioner og anbefalingerMængderne af cadmium i byggeaffald er faldende. Hovedparten af cadmium findes i bundne former og den rene cadmium kan ikke umiddelbart indsamles og behandles, men følger de respektive "værtsstoffer" til genanvendelse, forbrænding eller deponering. Det anbefales, at der i lighed med anbefaling af behandling af bundet bly i PVC gøres en indsats for at minimere PVC mængderne til forbrænding. Desuden anbefales, at man foretager en undersøgelse af de økonomiske og tekniske muligheder for at frigøre cadmium i betonbrokker og i overfladebelægninger. 6.5 Kviksølv6.5.1 Mængder af kviksølv i byggeriet
Figur 6.3 Prognosekurver for til- og fraført kviksølv i byggeriet fra 1950 til 2015. Brugen af Kviksølv er antaget at stige jævnt fra begyndelsen af 1910'erne. Forbruget af kviksølv antages at følge byggeaktiviteten med 1982/83 som 'fikspunkt'. Tabel 6.3 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.4 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende Kviksølv. Forbruget af kviksølv i lyskilder antages at vedblive stigningen indtil 2010, for herefter at udfases. Anvendelsen i eludstyr i øvrigt antages udfaset inden 2005. Indholdet i cement forudsættes at fortsætte konstant fra 1997. 6.5.2 Prognose for Kviksølv i affaldsstrømmenMængden af kviksølv i bygningsaffaldet forventes at være toppet omkring 1990-1992. Herefter vil mængden falde jævnt mod 2025. Kviksølvet er primært at finde i lyskilder og eludstyr, der må forventes at være muligt at udsortere.
6.5.3 AffaldshåndteringRen kviksølv i instrumenter, kontakter, termometre m.v. kan identificeres og indsamles, men det kræver kendskab til forekomsterne og ikke mindst opmærksomhed under opsamlingen. Kviksølv i bundne former i lysstofrør kan ikke indsamles rent, men følger "værtsstoffet", som indsamles og håndteres i overensstemmelse med kommunale regler [Miljøkontrollen, 2000]. Kviksølv bundet i cement kan ikke indsamles og følger beton til knusning og genanvendelse. Organiske kviksølvforbindelser til bejdsning af såsæd, som findes aflejret i kornsiloer, der skal nedbrydes, kan evt. renses af overfladerne inden nedbrydning af betonkonstruktionen. (Kornsiloer regnes for at høre til under anlægssektoren, som ikke behandles i denne rapport). 6.5.4 Konklusioner og anbefalingerKviksølvmængderne i byggeaffaldet er faldende, men kræver fortsat opmærksomhed. Det anbefales, at der gøres en indsats for at oplyse og uddanne byggebranchen i identifikation og opsamling af rent kviksølv i kontrakter, instrumenter m.v. 6.6 Nikkel6.6.1 Mængder af nikkel i byggeriet
Figur 6.4 Prognosekurver for til- og fraførte mængder af nikkel i byggeriet fra 1950 til 2025. Kurven er optegnet på baggrund af forbruget i 1992 og antages at følge byggeaktiviteten. Der er ikke tegn på, at nikkel vil udfases som bygningsmateriale. Efter 1997 er forbruget forudsat konstant. Tabel 6.5 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.5 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende Nikkel. 6.6.2 Prognose for Nikkel i affaldsstrømmenPå baggrund af de oplyste tal forventes Nikkel at ville indgå i affaldet i stadigt stigende grad.
6.6.3 AffaldshåndteringStørsteparten af nikkel indgår i rustfast stål, som rutinemæssigt udtages til genanvendelse. Mindre beslag forventes at gå til forbrænding eller deponering. Nikkel i overfladebehandling, lyskilder og beton følger ”værtsstoffet”. 6.6.4 Konklusioner og anbefalingerNikkel anvendes i stigende mængder i bunden form, hvoraf størsteparten forekommer i rustfast stål, som genanvendes. Nikkel bundet i lyskilder, profiler og cement følger ”værtsstoffet” til genanvendelse eller affaldsbehandling. Det anbefales, at der informeres om og gøres en uddannelsesmæssig indsats for at indsamle beslag til genanvendelse og mindske mængderne til forbrænding og deponering. 6.7 Chrom6.7.1 Mængder af chrom i byggeriet
Figur 6.6 Prognosekurver for til- og fraførte mængder af chrom i byggeriet fra 1950 til 2025. Kurven er optegnet på baggrund af forbruget i 1982, og antages at følge byggeaktiviteten. Efter 1997 er forbruget forudsat konstant. Tabel 6.7 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.7 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende Chrom. 6.7.2 Prognose for Chrom i affaldsstrømmenChrom vil i de kommende år vise sig i affaldsstrømmen i stadigt stigende grad, hvilket primært skyldes en stigning i anvendelsen i rustfast stål.
6.7.3 AffaldshåndteringChrom i rustfast stål og i overfladebehandling af jern indsamles som skrot og genanvendes. Chrom i imprægneret træ følger affaldsbehandling i overensstemmelse med de særlige regler, som gælder for imprægneret træ af hensyn til andre skadelige stoffer. (Imprægneret træ behandles ikke i denne rapport) Chrom i overfladebehandling følger de respektive materialer til genbrug, forbrænding eller deponering. 6.7.4 Konklusioner og anbefalingerDer forventes en stærkt stigende mængde chrom i affaldsstrømmen. Forkromede materialer og rustfast stål er lette at identificere og udtage til genanvendelse/særlig behandling i overensstemmelse med gældende regler. Det anbefales, at der gøres en fortsat indsats for at sikre udtagning af chromholdige affaldsprodukter til genanvendelse og særlig behandling for derved at formindske chromholdige materialer til forbrænding. Det anbefales endvidere at undersøge mulighederne for rensning af beton med chromholdige overfladebelægninger for at undgå chrom i nedknuste betonmaterialer. 6.8 Kobber6.8.1 Mængder af kobber i byggerietFigur 6.7 Prognosekurver for til- og fraførte kobbermængder i byggeriet fra 1950 til 2025. Kurven 1950-1997 er optegnet på baggrund af forbruget i 1992. Med undtagelse af tagene antages kobberforbruget at følge byggeaktiviteten. Forbruget til tagbelægninger antages konstant fra 1900 og frem. Tabel 6.8 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.8 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende kobber. 6.8.2 Prognose for Kobber i affaldsstrømmenKobber vil i de kommende år vise sig i affaldsstrømmen med en stærkt faldende tendens.
6.8.3 AffaldshåndteringKobber optræder fremdeles i rene mængder, som er lette at identificere og udtage til genanvendelse. En del kobber findes i el-ledninger, mindre beslag og skruer samt kobber bundet i kemiske forbindelser i overfladebehandling, der dog går til forbrænding. 6.8.4 Konklusioner og anbefalingerDer konstateres faldende mængder. Det anbefales, at der gøres en indsats for at indsamle mindre mængder af kobber i el-ledninger beslag m.v. for at reducere kobber i affald til forbrænding. 6.9 Zink6.9.1 Mængder af Zink i byggeriet
Figur 6.8 Prognosekurver for til- og fraførte mængder af zink i byggeriet fra 1950 til 2025. Der findes ingen danske opgørelser over zinkforbruget i dansk byggeri (jf. afsnit 4.7.1). Det antages derfor, at zinkforbruget i Danmark kan tilnærmes forbruget i Norge, som tallene i Tabel 6.9 nedenfor stammer fra. Det forudsættes, at forbruget følger byggeaktiviteten, og at forbruget før 1950 og efter 1997 ligger konstant. Tabel 6.9 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.9 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende zink. 6.9.2 Prognose for Zink i affaldsstrømmenPå baggrund af antagelsen om et konstant forbrug fra 1997 og frem kan der ventes en faldende mængde zink i affaldsstrømmen i de kommende år.
6.9.3 AffaldshåndteringRen zink i plader, tagrender m.v. kan let identificeres og udtages til genanvendelse. Zink bundet i andre produkter (forzinkede produkter, PVC og maling) følger ”værtsstoffet” til genanvendelse, forbrænding eller deponering. 6.9.4 Konklusioner og anbefalingerDer forventes faldende mængder zink i affaldsstrømmene. Ren zink indsamles uden problemer til genanvendelse. Det anbefales, at der gøres en indsats for at reducere de mængder af zink bundet i andre materialer, som går til forbrænding. 6.10 PCB6.10.1 Mængder af PCB i byggeriet
Figur 6.9 Prognosekurver for til- og fraførte mængder PCB fra 1950 til 2025. Figur 6.9 er fremkommet ved at opgørelserne over de samlede mængder PCB fra Tabel 4.14 ovenfor skønsmæssigt er blevet fordelt over anvendelses perioderne (angivet i Tabel 6.10 nedenfor). Tabel 6.10 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.10 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende PCB. 6.10.2 Prognose for PCB i affaldsstrømmenDe primære anvendelsesperioder for de fem typer byggevarer er relativ korte. Dette gælder især anvendelsen af fugemasser og lim i termoruder. Da modellen baseres på specifikke levetider, resulterer dette i en markant udfasningsperiode fra 1997 til 2013. Dette er imidlertid ikke realistisk idet det antages, at PCB-holdige termoruder og fugemasserne løbende udskiftes over en betydelig længere periode i forbindelse med vedligeholdelse og renovering af de respektive bygninger. På baggrund af de opstillede forudsætninger kan det forventes, at toppen for PCB i byggeaffaldet ses i disse år. Det antages endvidere, at PCB vil være ude af byggeaffaldet inden 2025 og, at PCB i byggeaffaldet i de kommende år hovedsagelig vil optræde i termoruder og fugemasser.
6.10.3 AffaldshåndteringPCB-holdige kondensatorer og elektroniske produkter er lette at identificere, indsamle og håndtere. Der gives reglerne for indsamling og håndtering som generelt set efterfølges i byggebranchen [Miljøkontrollen, 2000]. I praksis betragtes alle termoruder dateret 1976 og tidligere som PCB-holdige. Da de fleste termoruder er mærket med årstal, er det relativt let at identificere termoruder, som kan indeholde PCB-holdig lim. PCB-holdige fugemasser er vanskelige at identificere, indsamle og håndtere. Derfor gøres der ingen særlig indsats i byggebranchen for at identificere og indsamle PCB-holdige fugemasser. Fugemasser med PCB går derfor hovedsagelig til forbrænding eller deponering, afhængig af den affaldsfraktion de er "klæbet" til. 6.10.4 Konklusioner og anbefalingerMængderne af PCB i byggeaffaldet forventes at stige i de kommende par år og derefter at falde til nul inden 2025. Alt PCB-holdigt byggeaffald deponeres eller forbrændes. Bortset fra regler for PCB i elektriske komponenter gives der ingen regler for indsamling af PCB-holdigt affald, og der gøres ingen særlig indsats på dette affaldsområde i byggebranchen. Det anbefales:
Det anbefales endvidere, at indsatsen koordineres med den betydelig indsats, der allerede er sket i Norge og Sverige. 6.11 Chlorparaffiner6.11.1 Chlorparaffiner i byggeriet
Figur 6.10 Prognosekurver for til- og fraførte mængder chlorparaffiner fra 1962 til 2025. Inputkurven for kortkædede chlorparaffinerne er optegnet ud fra oplysningerne om perioden 1980 -1992. Før 1982 er der antaget en lineær stigning fra 1960, og efter 1992 en lineær udfasning mod 2000. Tabel 6.11 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.11 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende kortkædede chlorparaffiner. 6.11.2 Prognose for chlorparaffiner i affaldsstrømmenMængden af kortkædede chlorparaffiner i bygningsaffaldet vil stige jævnt mod 2011, hvor der kan forventes mellem 600 og 700 tons i bygningsaffaldet. Mængden vil derefter falde jævnt til under 100 tons i 2020 og til sidst forsvinde helt fra affaldet.
6.11.3 AffaldshåndteringChlorparaffinerne er bundet i "værtsstofferne" og kan med undtagelse af plastmaterialer ikke umiddelbart identificeres , indsamles og håndteres. Der er ingen særlige regler for indsamling og affaldshåndtering af chlorparaffiner i byggebranchen. 6.11.4 Konklusioner og anbefalingerMængderne af chlorparaffiner i byggeaffald antages at stige i de kommende år og derefter falde til marginale mængder omkring 2025. Der gives ingen særskilte regler eller metoder til identifikation, indsamling og håndtering af materialer, der indeholder chlorparaffiner. Det anbefales at foretage en undersøgelse af spørgsmålet om det er nødvendigt og hensigtsmæssigt at gøre en særlig indsats for at håndtere materialer med chlorparaffiner i byggeaffald. 6.12 CFC6.12.1 Mængder af CFC i byggeriet
Figur 6.11 Prognosekurver for til- og fraførte mængder af CFC i byggeriet fra 1975 til 2025. Inputkurven for CFC er optegnet ud fra oplysningerne om perioden 1986 -1994. På baggrund af oplysningerne er der skønnet en udvikling i henhold til den primære anvendelsesperiode. Tabel 6.12 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.12 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende CFC. 6.12.2 Prognose for CFC i affaldsstrømmenDet forventes, at der i løbet af et par år begynder at vise sig større mængder af CFC-holdige materialer i byggeaffaldet. Mængderne antages at toppe omkring 2015, hvorefter de vil falde til nul omkring 2025.
6.12.3 AffaldshåndteringStørsteparten af CFC går til forbrænding. Ud over regler for CFC i kølemøbler gives der ingen særlige regler for identifikation, indsamling og håndtering af CFC-holdige materialer. 6.12.4 Konklusioner og anbefalingerI betragtning af, at CFC-holdige materialer er relativt lette at identificere, let tilgængelige og håndterlige anbefales, at der gøres en indsats for identifikation, indsamling og håndtering af CFC i byggeaffald. 6.13 HCFC + HFC6.13.1 Mængder af HCFC og HFC i byggeriet
Figur 6.12 Prognosekurver for til- og fraførte mængder af HCFC og HFC i byggeriet fra 1989 til 2025. Inputkurven for HCFC og HFC er optegnet ud fra oplysningerne om perioden 1989 -1994. På baggrund af oplysningerne, er der skønnet en udvikling i henhold til den primære anvendelsesperiode. Begge stoffer forudsættes lineært udfaset mod 2010. Tabel 6.13 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.13 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende HCFC og HFC. 6.13.2 Prognose for HCFC + HFC i affaldsstrømmenI lighed med CFC vil der gå nogle år førend HCFC og HFC vil vise sig i bygningsaffaldet. Fra 2015 til 2023 kan der forventes en jævn mængde op til 20 tons om året. Herefter vil mængden stige kraftigt mod en top, der kan forventes omkring 2030 hvor det antages, at der vil være omkring 250 tons i affaldet.
6.13.3 AffaldshåndteringStørsteparten af HCFC og HFC går til forbrænding. Ud over regler for HCFC i kølemøbler gives der ingen særlige regler for identifikation, indsamling og håndtering af HCFC- og HFC-holdige materialer. 6.13.4 Konklusioner og anbefalingerDer findes ikke regler for indsamling af HCFC og HFC i byggematerialer. I betragtning af, at HCFC og HFC sammen med CFC-holdige materialer er relativt lette at identificere, let tilgængelige og håndterlige anbefales det, at der gøres en indsats for identifikation, indsamling og håndtering af HCFC og HFC sammen med CFC i byggeaffald. 6.14 Svovlhexafluorid6.14.1 Mængder af svovlhexaflurid i byggeriet
Figur 6.13 Prognosekurver for til- og fraførte mængder af svovlhexaflurid i byggeriet fra 1985 til 2025. Inputkurven for svovlhexafluorid er optegnet ud fra oplysningerne om perioden 1990 - 1995 samt 1999. Det er forbudt at anvende stoffet fra 1. januar 2003. Tabel 6.14 viser de udvalgte byggevarer, deres procentvise fordeling (mængdemæssigt) samt de tilhørende skønnede levetider og anvendelsesperioder.
Tabel 6.14 Levetid og anvendelsesperiode for bygningsdele indeholdende svovlhexafluorid. 6.14.2 Prognose for Svovlhexafluorid i affaldsstrømmenStoffet har været anvendt i en relativt kort periode og vinduernes levetid forventes at være "udløbet" omkring 2015, hvorefter vinduerne vil vise sig i affaldsstrømmen. Fra 2015 kan mængden af rent stof forventes at stige til en top på ca. 20 tons der vil kunne vise sig omkring 2025.
6.14.3 AffaldshåndteringDer findes endnu ingen regler for indsamling og håndtering af vinduer med svovlhexaflourid. 6.14.4 Konklusioner og anbefalingerSvovlhexaflouridholdige glasruder forventes at optræde i byggeaffald i løbet af nogle år. Det anbefales, at man tager initiativ til at formulere regler for indsamling og håndtering af vinduer og bortskaffelse, evt. på samme måde som PCB-holdige vinduer. 7 Sammenfattende konklusioner og anbefalinger7.1 IndledningAfslutningsvis gives en sammenfatning af de konklusioner og anbefalinger, som fremgår af prognoserne for de enkelte stoffer i kapitel 6. Med hensyn til mængderne af problematiske stoffer henledes opmærksomheden på, at det i forbindelse med denne undersøgelse ikke har været muligt at skaffe pålidelige data til prognoser for output strømme af farlige stoffer i bygge- og anlægssektoren. Der findes fx ingen erfaringstal med hensyn til de realiserede strømme af de 12 udvalgte problematiske stoffer i bygningsaffaldet. De forventede mængder er derfor opgjort på grundlag af viden om deres indførelse i den eksisterende bygningsmasse og antagelser om respektive bygningsdeles levetider (se Figur 5.4 ovenfor). På dette grundlag listes en række konkrete forslag til en fremtidig indsats med størst mulig rækkevidde og effekt med hensyn til forbedring af den hidtidige affaldsbehandling af problematiske stoffer i byggeriet. 7.2 Håndtering af problematiske stoffer7.2.1 BlyMængden af bly i affaldsstrømmen forventes at stige fra ca. 10.000 t i 2001 til et maksimum på ca. 13.000 t i 2014, hvorefter mængden forventes at faldet til et stabilt niveau, på ca. 6.000 t i 2025. Eksisterende nedbrydnings- og bortskaffelsesmetoder er generelt set tilfredsstillende, men der bør lægges mere vægt på indsamling og håndtering af bly i bundne former, f.eks. i plastkabler. Det anbefales, at der gøres en øget indsats i byggesektoren med hensyn til oplysning og uddannelse for at mindske blyholdige produkter i affald til forbrænding. 7.2.2 CadmiumMængden af Cadmium i affaldsstrømmen forventes at aftage fra ca. 16,5 t i 2001 til ca. 2 t i 2025. Hovedparten af cadmium findes i bundne former og den rene cadmium kan ikke umiddelbart indsamles og behandles, men følger de respektive "værtsstoffer" til genanvendelse, forbrænding eller deponering. Udover en øget indsats for at minimere plast og PVC mængderne til forbrænding anbefales, det at man foretager en undersøgelse af de økonomiske og tekniske muligheder for at rense over-fladebelægninger med indhold af cadmium. 7.2.3 KviksølvForbruget af kviksølv i lyskilder antages at stige indtil 2010, hvorefter kviksølv i lyskilder forventes udfaset. Anvendelsen i eludstyr i øvrigt antages udfaset inden 2005. Indholdet i cement forudsættes at fortsætte konstant fra 1997. Mængden af Kviksølv i bygningsaffaldet forventes at være toppet omkring 1990. Mængderne i 2001 anslås til 1,4 t, og det antages at mængden falder til ca. 0,2 t i 2025. Det anbefales, at der gøres en indsats for at oplyse og uddanne byggebranchen i identifikation og opsamling af rent kviksølv i kontrakter, instrumenter m.v. 7.2.4 NikkelPå grund af øget forbrug af rustfrit stål, beslag og andre nikkelholdige materialer forventes mængderne af nikkel i byggeaffaldet at stige fra ca. 1.500 t i 2001 til ca. 3.300 t i 2025. Størsteparten af nikkelholdige materialer er lette at identificere, indsamle og genanvende. Det anbefales, at der gøres en uddannelsesmæssig indsats for at informere om indsamling af mindre dele bl.a. beslag til genanvendelse og derved mindske mængderne til forbrænding og deponering. 7.2.5 ChromPå grund af øget anvendelse af rustfrit stål forventes mængderne af chrom i byggeaffald at stige fra ca. 700 t i 2001 til ca. 2.400 t i 2025. Forkromede materialer og rustfrit stål er lette at identificere og udtage til genanvendelse / særlig behandling i overensstemmelse med gældende regler. Det anbefales, at der gøres en fortsat indsats for at sikre udtagning af chromholdige affaldsprodukter til genanvendelse og særlig behandling for derved at formindske chromholdige materialer til forbrænding. Det anbefales endvidere at undersøge mulighederne for overfladerensning af beton med chromholdige overfladebelægninger for at undgå chrom i nedknuste betonmaterialer. 7.2.6 KobberMængderne af kobber i byggeaffaldet forventes at toppe i disse år med ca. 24.000 t i 2001 og derefter aftage til ca. 8.000 t i 2025. Det anbefales, at der gøres en indsats for at indsamle mindre mængder af kobber i el-ledninger beslag m.v. for at reducere kobber i affald til forbrænding. 7.2.7 ZinkDet skønnes, at mængderne af zink-holdige materialer i byggeaffaldet topper i disse år med ca. 12.000 t i 2001, hvorefter mængderne forventes at falde til ca. 6.000 t i 2025. Zinkplader, tagrender, rør m.v. kan identificeres, indsamles og genanvendes uden problemer.. Det anbefales, at der gøres en indsats for at reducere de mængder af zink bundet i andre materialer, fx i maling og PVC som går til forbrænding. 7.2.8 PCBMængderne af PCB-holdige materialer i byggeaffaldet forventes at toppe i disse år med ca. 60 t i 2001 og det antages, at mængderne vil falde til under 10 t per år omkring 2010. Bortset fra regler for PCB i elektriske komponenter gives der ingen regler for indsamling af PCB-holdigt affald, og der gøres i dag ingen særlig indsats på dette affaldsområde i byggebranchen. Derfor må det regnes med at størsteparten af PCB-holdigt byggeaffald deponeres eller forbrændes. Der bør gøres en særlig indsats for at sikre den mest hensigtsmæssige affaldshåndtering af PCB-holdige materialer i byggeaffaldet, og det anbefales:
Det anbefales endvidere, at indsatsen koordineres med den betydelig indsats, der allerede er sket i Norge og Sverige. 7.2.9 ChlorparaffinerDet forventes, at mængden af chlorparaffiner i bygningsaffaldet vil stige jævnt fra ca. 350 t i 2001 til ca. 650 t om året i 2011. Mængden vil derefter falde jævnt til under 50 t i 2025. Der gives ingen særskilte regler eller metoder til identifikation, indsamling og håndtering af materialer, der indeholder chlorparaffiner. Det anbefales, at foretage en undersøgelse af de praktiske muligheder for at identificere, indsamle og håndtere materialer med chlorparaffiner i byggeaffald. 7.2.10 CFCDet forventes, at der i løbet af et par år begynder at vise sig større mængder af CFC-holdige materialer i byggeaffaldet. Mængderne antages at toppe omkring 2016 med ca. 250 t per år, hvorefter de vil falde til under 20 t per år omkring 2025. Størsteparten af CFC går til forbrænding. Ud over regler for CFC i kølemøbler gives der ingen særlige regler for identifikation, indsamling og håndtering af CFC-holdige materialer. I betragtning af, at CFC-holdige materialer er relativt lette at identificere, let tilgængelige og håndterlige anbefales, at der gøres en indsats for identifikation, indsamling og håndtering af CFC i byggeaffald. 7.2.11 HCFC + HFCDer vil antagelig gå nogle år førend HCFC og HFC vil forekomme i større mængder i bygningsaffaldet. Størsteparten af HCFC og HFC går til forbrænding. Ud over regler for HCFC i kølemøbler gives der ingen særlige regler for identifikation, indsamling og håndtering af HCFC- og HFC-holdige materialer. I betragtning af, at HCFC- og HFC-holdige materialer er relativt lette at identificere, let tilgængelige og håndterlige anbefales, at der gøres en indsats for identifikation, indsamling og håndtering af HCFC og HFC i byggeaffald. 7.2.12 SvovlHexaFluoridStoffet (gas) har været anvendt i en relativt kort periode og vinduer med gassen forventes at være forbrugt omkring 2015, hvorefter vinduerne vil vise sig i affaldsstrømmen. Fra 2015 kan mængden af rent stof forventes at stige til en top på ca. 16 tons der vil kunne vise sig omkring 2025. Der findes endnu ingen regler for indsamling og håndtering af vinduer med svovlhexaflourid. Det anbefales, at man tager initiativ til at give regler for indsamling og håndtering af vinduer, udtagning af gassen af vinduet og bortskaffelse af stoffet. 7.3 Forslag til fortsatte initiativerPå grundlag af de foreliggende konklusioner vedrørende undersøgelse af de enkelte stoffer anbefales generelt, at der gøres en større indsats for at indsamle og håndtere farlige stoffer i byggematerialer og der skal peges på følgende initiativer og indsatsmuligheder. 7.3.1 Prioritering af behovet for fortsatte initiativerDer bør indledningsvis ske en prioritering af behovet for en fremtidig forbedret affaldshåndtering af de enkelte stoffer. Dette bør ske ud fra en overordnet vurdering af stoffernes farlighed, mængder, de praktiske muligheder og omkostninger i forbindelse med forbedret affaldshåndtering. Forbruget af de 12 problematiske stoffer har været knyttet til bestemte byggeskikke og udviklingsperioder. Ophøret af brugen er blevet lovmæssig dikteret ud fra en erkendelse af stoffernes skadelige virkning i og på miljøet. Anderledes forholder det sig med udfasningen af de 12 stoffer, idet det forventes, at der sker en løbende udfasning af stofferne i forbindelse med ombygning, renovering og nedbrydning af den eksisterende bygningsmasse. De anførte mængder og perioder for forekomster af respektive problematiske stoffer i byggeaffaldet må derfor betragtes som vejledende skøn, som kan give fingerpeg om tendenser i strømmene af de problematiske stoffer i byggeaffaldet i perioden 2001-2025. I praksis må der imidlertid regnes med, at udfasningen sker mere jævnt over en betydeligt længere periode, som illustreret i Figur 7.1 nedenfor, der er en gengivelse af tidligere vist Figur 5.5. Det anbefales derfor, at der indhentes mere detaljeret viden om strømmene af stofferne i byggeaffaldet for at skabe grundlag for prioritering af behovet for forsatte initiativer vedrørende problematiske stoffer.
Figur 7.1 Principskitse visende den idealiserede outputkurve (fuldt optrukne kurve) baseret på den forventelige gennemsnitlig levetid overfor den i praksis forventede outputkurve (stiplede kurve), hvor der er taget hensyn til spredningen på den faktiske levetid. 7.3.2 Detaljeret undersøgelse af de højest prioriterede stofferHerefter anbefales en detaljeret undersøgelse af affaldsmængderne for hver af de prioriterede stoffer omfattende grundige analyser af stoffernes forekomster i den eksisterende bygningsmasse og i de fremtidige byggeaffaldsstrømme. Desuden bør der undersøges muligheder for at forbedre eksisterende metoder og udvikling af nye metoder til identifikation, håndtering, genanvendelse og bortskaffelse af de højest prioriterede stoffer. Da der er en klar tendens til at PCB i disse år optræder i betydelige mængder i bygningsaffaldet anbefales, at undersøgelser af mulighederne for at indsamle og håndtere PCB i byggeaffald gives en høj prioritet, og at disse undersøgelser iværksættes snarest muligt. 7.3.3 Tekniske undersøgelserDet anbefales, at gennemføre tekniske undersøgelser af muligheder for udtagning og håndtering af bygningsmaterialer med problematiske stoffer for derved at reducere mængderne til forbrænding. Sådanne undersøgelser kan fx omfatte:
7.3.4 Udvikling af styringsmidlerEfterhånden som det tekniske grundlag er fastlagt for en forbedret behandling af byggeaffald med problematiske stoffer anbefales, at der udvikles vejledninger og regler med input til de kommunale affaldsregulativer samt kontrolordninger, der sikrer en effektiv implementering af de forbedrede behandlingsmetoder. Endelig anbefales at der gøres en bred indsats inden for byggesektoren med oplysning om håndtering af de problematiske stoffer suppleret med uddannelse af alle, der medvirker i håndtering af byggeaffald. Det anbefales især, at nedbrydningsbranchen pålægges at indføre effektive metoder til identifikation og opsamling af farlige stoffer. Dette kan fx ske ved udarbejdelse af tillæg til Nedbrydningsbranchens Miljøkontrolordning 1996 [NMK, 1996] 8 LitteraturAffaldsinformation (2000). Web-site: www.affaldsinfo.dk, September 2000. Aktuelle Byggerier 1969-1973 (1978). Institutioner og erhverv. DIAB husbygning. Teknisk forlag. Back, J., Olesen, S. I., & Havelund Andersen, S. (1994). Klorparaffiner i Danmark: Substitutionsmuligheder i køle-smøremidler (Miljøprojekt nr. 248). Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse nr. 18 (1976). Bekendtgørelse nr. 18 af 15. januar 1976 om begrænsninger i indførslen og anvendelsen af PCB og PCT. København: Miljøministeriet. Bekendtgørelse nr. 24 (2000). Bekendtgørelse nr. 24 af 14. januar 2000 om forbud mod import og salg af visse nikkelholdige produkter. København: Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse nr. 49 (2000). Bekendtgørelse nr. 49 af 20. januar 2000 om anvendelse af affaldsprodukter til jordbrugsformål. København: Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse nr. 692 (1998). Bekendtgørelse nr. 692 af 22. september 1998 om forbud mod salg og eksport af kviksølv og kviksølvholdige produkter. København: Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse nr. 733 (2000). Bekendtgørelse nr. 733 af 31. juli 2000 om listen over farlige stoffer. København: Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse nr. 925 (1998). Bekendtgørelse nr. 925 af 13. december 1998 om PCB, PCT og erstatningsstoffer herfor. København: Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse nr. 1067 (1998). Bekendtgørelse nr. 1067 af 22. december 1998 om håndtering af affald af elektriske og elektroniske produkter. København: Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse nr. 1044 (1999). Bekendtgørelse nr. 1044 af 16. december 1999 om visse batterier og akkumulatorer, der indeholder farlige stoffer. København: Miljø- og Energiministeriet Bekendtgørelse nr. 1012 (2000). Bekendtgørelse nr. 1012 af 13. november om forbud mod import og salg af produkter, der indeholder bly. København: Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse nr. 1060 (2000). Bekendtgørelse nr. 1060 af 4. december om tilskud til indsamling og genanvendelse af blyakkumulatorer. København: Miljø- og Energiministeriet. Bernes, C. (1998). Organiska miljögifter: Ett svenskt perspektiv på ett internationellt problem (Monitor 16). Stockholm: Naturvårdsverket. Bjørnstad, L. (1999). Kortkjedete høyklorerte paraffiner: Materialstrømsanalyse (Rapport 99:24). Oslo: Statens forurensningstilsyn. Bjørtomt Mosland, A., & Christiansen, J. V. (1993). Materialstrømsanalyse av sink: Vurdering av alternativer (SFT-rapport nr. 93:29). Oslo: Statens forurensningstilsyn. Borvirket (2001). Oplysninger via telefonsamtale med person, der har været ansat i Borvirket, Juni 2001. BPS-centret. (1998). Håndbog i miljørigtig projektering, Bind 2 (Publikation 121). Taastrup. Byggematerialeindustrien (2000). Byggeprognose, sommer 2000, Byggematerialeindustriens udsigter for 2001 og 2002. Dansk Industri og Byggematerialeindustrien, August 2000. København. Cirkulære nr. 132 (1996). Cirkulære nr. 132 af 13. juni 1996 om kommunale regulativer om bortskaffelse af CFC-holdige kølemøbler. (1996). København: Miljø- og Energiministeriet. COWI (2001). I/S Vestforbrænding og I/S Amagerforbrænding. Kildesporing og reduktion af tungmetaltilførsel til forbrænding, Slutrapport, Juni 2001. COWIconsult (1983). PCB/PCT-forurening: En udredning om forbrug, forurening og transportveje for PCB og PCT i Danmark. København: Miljøstyrelsen. COWIconsult (1985). Forbrug og forurening med kviksølv i Danmark: Materialstrømsanalyse. København: Miljøstyrelsen. Danmarks Farve- og Lakindustri (2000). Oplysninger om problematiske stoffer i maling. Danmarks Statistik (2000). Oplysninger om produktion af vinduer i perioden 1967-73. EU (1996). Raadets direktiv 96/59/EF af 16. september 1996 om bortskaffelse af polychlorbiphenyler og polychlorterperphenyler (PCB/PCT). Bruxelles. Fugebranchens Samarbejds- og oplysningsråd (FSO) (2000). Spørgeskemaundersøgelse om anvendelse af fugemasser med PCB. Hanberg, A., Olsen, F. B. (1970).Vægkonstruktioner. DIAB Husbygning. Den private ingeniørfond. Danmarks Tekniske Højskole. Hansen, E., & Juul Busch, N. (1988). CFC-forbrugsmønster i Danmark (Miljøprojekt nr. 92). København: Miljøstyrelsen. Hansen, E. (1995). Miljøprioritering af industriprodukter (Miljøprojekt nr. 281). København: Miljøstyrelsen Haugen, H. (2000a). Mottak av eldre isolerruter: Informasjon til avfallsmottak (Helse- og miljøfarlige kjemikalier, TA-1732/2000). Oslo: Statens forurensningstilsyn. Haugen, H. (2000b). Uttak og håndtering av eldre isolerruter: Informasjon til entreprenører (Helse- og miljøfarlige kjemikalier, TA-1731/2000). Oslo: Statens forurensningstilsyn. Hauschild, M. (red.). (1996). Baggrund for miljøvurdering af produkter. Danmarks Tekniske Universitet, Instituttet for Produktudvikling. København: Miljøstyrelsen, & Dansk Industri. Holmegaard Hansen, J. (1995). Ozonlagsnedbrydende stoffer og HFC - forbrug i 1994 (Miljøprojekt nr. 302). København: Miljøstyrelsen. Huse, A. (1998). Miljøgifter i produkter: Data for 1997 (Rapport 99:03). Oslo: Statens forurensningstilsyn. Jensen, A., & Markussen, J. (1993). Forbrug af og forurening med cadmium (Miljøprojekt nr. 213). København: Miljøstyrelsen. Johannesson, P.- O. (1999). PCB i fogmassor (Publikation 1999:15). Vänersborg: Länsstyrelsen i Västra Götaland. Juul Busch, N., & Stilling, O. (1991). Ozonlagsnedbrydende stoffer - forbrug i 1987-1989 (Miljøprojekt nr. 170). København: Miljøstyrelsen. Kemikalieinspektionen (1996). Additiv i PVC: Märkning av PVC (Rapport från kemikalieinspektionen 6/96). Solna. Krogh, H. (1999). Problematiske stoffer i byggevarer (SBI-meddelelse 122). Hørsholm: Statens Byggeforskningsinstitut. Lassen, C., Drivsholm, T., & Hansen, E. (1996a). Massestrømsanalyse for nikkel: Forbrug, bortskaffelse og udslip til omgivelserne i Danmark (Miljøprojekt nr. 318 1996). København: Miljøstyrelsen. Lassen, C., & Hansen, E. (1996b). Massestrømsanalyse for bly: Forbrug, bortskaffelse og udslip til omgivelserne i Danmark (Miljøprojekt nr. 327). København: Miljøstyrelsen. Lassen, C., Drivsholm, T., Hansen, E., Rasmussen, B. & Christiansen, K (1996c). Massestrømsanalyse for kobber. (Miljøprojekt nr. 323). Miljøstyrelsen, København. Lauritzen, E. K., & Trap Christensen, N. (1997). Kortlægning af PVC i bygge- og anlægsaffald fra fra nedbrydning og renovering (Arbejdsrapport nr. 79 1997). København: Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen. Lohm, U. et al. (1997). Databasen Stockhome: Flöden och ackumulation av metaller i Stockholms teknosfär (Tema V Rapport 25, 1997). Linköping: Linköping Universitet. Lovbekendtgørelse nr. 547 af 30. maj (2000). Bekendtgørelse af lov om godtgørelse i forbindelse med indsamling af hermetisk forseglede nikkel-cadmium-akkumulatorer (lukkede nikkel-cadmium-batterier). (2000). København: Miljø- og Energiministeriet. Maag, J. og Lassen, C. (2000). PCB i apparater i Danmark. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen Nr. 15, 2000, København: Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen. Malmgren-Hansen (2001). Mundtlig information fra Bjørn Malmgren-Hansen, Teknologisk institut, 2001. Marti, J. (1997). Cadmium in Zink: Resultate einer schweizerischen Marküberwachung (Umwelt-Materialien nr. 68). Bern: Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft, BUWAL. Miljøkontrollen (2000). Vejledning om Erhvervsaffald, Københavns Kommune, Miljøkontrollen. Miljøstyrelsen (1974). PCB og miljøet: Redegørelse til folketingets miljøudvalg (Nyt fra miljøstyrelsen 12-74). København. Miljøstyrelsen (1980). Cadmiumforurening: En redegørelse om anvendelse, forekomst og skadevirkninger af cadmium i Danmark. København. Miljøstyrelsen (1985). Forbrug og forurening med arsen, chrom, cobalt og nikkel (Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 7 1985). København. Miljøstyrelsen (1989). Bly: Anvendelse - forurening - løsningsforslag (Redegørelse fra Miljøstyrelsen nr. 1 1989). København. Miljøstyrelsen (1990). PVC i byggeri og anlæg: Mulighederne for samt tekniske og økonomiske konsekvenser af at substituere PVC i byggeri og anlæg (Miljøprojekt nr. 133 1990). København. Miljøstyrelsen, PROBA (1990). Prognose for bygge- og anlægsaffald (Miljøprojekt nr. 150 og 151). København. Miljøstyrelsen (1991). Demonstrationsprojekt "Selektiv nedrivning". Entreprenørforeningen, Nedbrydersektionen. (Miljøprojekt nr. 177, 1991). København, Miljøministeriet, Miljøstyrelsen. Miljøstyrelsen (1996a). Forbrug og emissioner af 8 flourerede og klorerede kulbrinter (Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 20 1996). København. Miljøstyrelsen (1996b). Massestrømsanalyse for kviksølv (Miljøprojekt nr. 344). København. Miljøstyrelsen (1997a). Genanvendelse af planglas (Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 88 1997). København. Miljøstyrelsen (1997b). Erhvervsaffald og udvalgte affaldsstrømme. Et debatoplæg. (Oplæg fra Miljøstyrelsen). København. Miljøstyrelsen (1999). Affald 21 - Regeringens affaldsplan 1998 - 2004, Miljø- og energiministeriet. København. Miljøstyrelsen (2000a). Effektlisten 2000 (Orientering fra Miljøstyrelsen 6/2000). København. Lokaliseret 20010611 på: www.mst.dk/udgiv/publikationer/2000/87-7944-099-1/html/ Miljøstyrelsen (2000b). Listen over uønskede stoffer (Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 9 2000). København. Lokaliseret 20010611 på: www.mst.dk/udgiv/publikationer/2000/87-7944-116-5/html/ Nissen, H. (1984). Montagebyggeri. Polyteknisk Forlag. NMK (1996). Nedbrydningsbranchens Miljøkontrolordning 1996. NMK 1996. Brancheaftale om selektiv nedbrydning m.v., Miljø- og Energiministeren, Entreprenørforeningens Nedbrydningssektion, November 1996. Pedersen, P. H. (1997). Erstatning af kraftige drivhusgasser: HFC'er, PFC'er og SF6. Statusrapport (Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 102 1997). København: Miljøstyrelsen. Regeringen (2001): Danmarks nationale strategi for bæredygtigt udvikling - Udvikling med omtanke - Fælles ansvar. Regeringen, juni 2000. Statens forurensningstilsyn (2000a). Hva gjør miljøvernmyndighetene for å stanse nye utslipp fra PCB i produkter? (Helse- og miljøfarlige kjemikalier, TA-1704/2000). Oslo. Lokaliseret 20000405 på: www.sft.no/publik/1704/Ta1704_1.html Statens forurensningstilsyn (2000b). PCB i bygg (Helse- og miljøfarlige kjemikalier, TA-1730/2000). Oslo. Statens forurensningstilsyn (2001). Verifisering av stoffer, produkttyper og mengder i maling og lakk: Produktrettet miljøstrategi i praksis (Helse- og miljøfarlige kjemikalier, TA-1784/2001). Oslo. Sverud, T., & Estensen, A. S. G. (1997). PCB i bygningsmaterialer (Rapport 98:09). Oslo: Statens forurensningstilsyn. Öberg, T. (1994). Förekomst av PCB og PCN i varor och kemiska produkter i Sverige (PM nr. 18/94). Solna: Kemikalieinspektionen. Wenzel, H., Hauschild, M., & Rasmussen, E. (1996). Miljøvurdering af produkter: UMIP, Udvikling af miljøvenlige industriprodukter. Danmarks Tekniske Universitet, Instituttet for Produktudvikling, & Miljøstyrelsen, & Dansk Industri. København. Zwiener, G. (1994). Polychlorierte Biphenyle in Gebäude. Betontechnologie DAB 5/94 Tillæg 1 - Bruttoliste over problematiske stoffer i byggeaffaldForklaring til skemaer. Der udfærdiges 3 skemaer for at få en oversigt og en baggrund for at udregne en prognose for farlige stoffer i byggeaffald fremover. De fremsendte skemaer er foreløbige og må derfor gerne kommenteres, f. eks. er der en liste over uønskede stoffer, som ikke er medtaget i skemaerne. Der udfærdiges tre skemaer:
Baggrundsinformation bruges til at give et indtryk af hvor nøjagtigt mængderne kan angives og i hvilke publikationer og i hvilket år dataene stammer fra. Skemaet over mængder af problematisk stof, der er tilstede i bygningsmassen i dag (potentialet) gives enten som en total mængde af stoffet eller en mængde skønnet ud fra mængde af byggevaren, der er brugt til den pågældende bygningsdel. Skemaet over problematiske stoffer giver en vurdering af stoffet ud fra listen over farlige stoffer og miljøfarligheden angives ved en vurdering ud fra bekendtgørelser for f.eks. slam eller restprodukter, endelig kriterier er ikke fastlagt på nuværende tidspunkt. Klik her for at se de tre skemaer Tillæg 2 - Arbejdspapir i forbindelse med screening af problematiske stofferArbejdspapir - screening af problematiske stoffer Karakterisering af stofferne ud fra bruttolisten, stofferne er karakteriseret ud fra om de står på listen over uønskede stoffer(Miljøstyrelsen 2000b), på listen over farlige stoffer(Bekendtgørelse nr.733, 2000) om der er stillet krav til indholdet i slam til jordbrugsanvendelse (Bekendtgørelse nr 49, 2000) og ud fra mængde opgjort i dette projekt .
Der er til at screene stofferne valgt i dette projekt at give en subjektiv vurdering af stofferne ud fra kriterier som:
Tillæg 3 - Liste over koder og mærkninger af farlige stofferListe over benyttede risiko og sikkerhedssætninger (R- og S sætninger) samt koder for farlige stoffer R og S- sætninger S1/2: Opbevares under lås og utilgængeligt for børn Andre: T: Giftig. Tillæg 4 - Inputkurver til pronosemodeller for de 12 udvalgte stofferKlik her for at se Inputkurver
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
![Figur 5.1 Potentielle affaldsmængder på landsplan i perioden 1990 til 2015 ekskl. jord og asfalt [Miljøstyrelsen, PROBA, 1990]](images/s051.gif)
![Figur 5.3 Fuldført byggeri i perioden 1938-1986 angivet i etageareal for henholdsvis bolig, erhverv, andet og total byggeri [Miljøstyrelsen, PROBA, 1990].](images/s055.gif)
