| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Kemi i byggeri

3 Vurderingsmetoder

• 3.1 Indledning
• 3.2 Vurderingsmodel
• 3.3 Eksponering
  • 3.3.1 Eksponering af mennesker
  • 3.3.2 Eksponering af miljøet
• 3.4 Farlighed
  • 3.4.1 Sundhedsfarlighed
  • 3.4.2 Miljøfarlighed
• 3.5 Normalisering (index for sundheds- og miljøbelastning fra byggeri)
• 3.6 Prioriteringsværktøj

3.1 Indledning

Et delformål med projektet er udvikling af et værktøj til vurdering og prioritering af kemikalier anvendt i byggeri. Sigtet med prioriteringsværktøjet er at udtrykke belastningen med de miljø- og sundhedsbelastende stoffer kvantitativt på en retvisende måde.

I et flerårigt samarbejde i Center for kemikalier i industriel produktion har CETOX sammen med deltagende virksomheder udviklet mere dybdegående risikoscreeningsværktøjer til bl.a. arbejdsmiljø- (CHERIOH) og indeklimavurdering (VOICE). En væsentlig forudsætning er imidlertid, at det skal være umiddelbart anvendeligt på baggrund af gængse, lettilgængelige data fra byggeri og fremstilling af byggevarer, dvs. typisk sikkerhedsdatablade (SDS). Endelig er det et krav, at værktøjet skal være enkelt at anvende.

I dette projekt er der kun fokus på de belastninger af sundhed og miljø, der sker i de tre af byggeriets (eller et byggeprodukts) fem livscyklusfaser, dvs. under opførelse (opførelses-/renoveringsfasen), under brug (driftsfasen) og ved nedrivning (nedrivningsfasen) (figur 3.1).

Figur 3.1 Betragtede livscyklusfaser

3.2 Vurderingsmodel

I dette kapitel gives en kort beskrivelse af prioriteringsværktøjets principper. En mere detaljeret beskrivelse er givet i bilag H. Konkrete regneeksempler på prioriteringsværktøjet er givet i kapitel 4.

For sundhedsvurderingerne er det valgt alene at fokusere på de faser i et byggeris levetid, hvor de anvendte enkeltprodukter er sporbare, dvs. i opførelses-/renoveringsfasen og driftsfasen. Der ses således bort fra nedrivningsfasen, bl.a. fordi det her er vanskeligt at følge de enkelte stoffer og produkter, samt fordi andre sundhedsgener som f.eks. støv vurderes at være alvorligere end eksponeringen af kemikalier. I opførelsesfasen er arbejdsmiljøet i fokus. Eksponering via arbejdsmiljøet foregår via indånding og/eller via hudkontakt. Indtagelse er ikke medtaget, da det forudsættes, at kemikalier håndteres professionelt, og at emballager, kar osv. alle er mærkede i henhold til lovgivningen. Eksponering via indånding og hudkontakt behandles hver for sig.

I renoveringsfasen tages både hensyn til indeklima og arbejdsmiljø. Der skelnes mellem indeklima i boligbyggeri og i erhvervsejendomme. I forbindelse med indeklima fokuseres kun på eksponering for kemikalier via indånding, og indeklimagener i form af lugt, irritation, støv mv. er ikke medtaget i vurderingerne.

For miljøvurderingerne er der fokuseret på alle de tre faser i byggeriets levetid, som er inkluderet i dette projekt. I affaldsfasen for kemikaliet er det antaget, at enten genanvendes kemikalierne, hvor det er antaget, at der ved genoprensningen af kemikalierne vil forekomme en frigivelse af kemikalier til det ydre miljø, hvorimod der ikke vil blive frigivet stoffer til det ydre miljø, hvis kemikalierne brændes. Endelig vil deponering af byggematerialer forekomme i et vist omfang, hvorved kemikalierne kan frigives til det ydre miljø. Dette er der ikke taget højde for i prioriteringsværktøjet.

Figur 3.2 og 3.3 giver en oversigt over indholdet i prioriteringsmodellen. Som det fremgår af figurerne, indgår arbejdsmiljøet og det ydre miljø i opførelsesfasen, mens arbejdsmiljø, indeklima og det ydre miljø indgår i renoveringsfasen. Endvidere indgår indeklima og ydre miljø i driftsfasen og alene det ydre miljø i nedrivningsfasen.

For hver af byggeriets livscyklusfaser opgøres belastningen (eller risiko for sundheds- eller miljømæssige effekter) som et produkt af den eksponering, der sker af mennesker (sundhed) og miljø, og de enkelte kemikaliers/stoffers farlighed:

Belastning (risiko) = Eksponering × farlighed

Figur 3.2 Fokusområder for byggeriets tre livscyklusfaser

Klik her for at se Figur 3.3

Figur 3.3 Prioriteringsmodel

3.3 Eksponering

Eksponeringsvurderingerne kan i princippet foretages på to niveauer:

• En forenklet metode baseret alene på den forbrugte mængde og anvendelsen
• En metode baseret på simple scenarier, som afspejler den sundheds- og miljømæssige eksponering i forskellige situationer, f.eks. i arbejdsmiljø, indeklima og spild til jord

Den forenklede metode er umiddelbar anvendelig ud fra forbrugsdata, og kan bruges til screeningsformål. Metoden har dog den store ulempe, at den ikke kan bruges til at skelne mellem stoffer, som i kraft af deres egenskaber og anvendelse frigives til omgivelserne, og stoffer, der forbliver i materialet. F.eks. skal en biocidholdig maling til træbeskyttelse vurderes anderledes end blødgørere i elkabler isoleret med PVC-plast.

En mere detaljeret metode baseres på simple scenarier for forskellige anvendelsesområder af kemiske stoffer og produkter i et byggeri. Scenarierne anvendes til at bedømme (rangordne) eksponeringen af mennesker og miljø i forskellige situationer.

Resultatet er to metoder til vurdering af eksponering: en forenklet metode, hvor der kun kræves få data, og en mere detaljeret metode, som giver mere retvisende bedømmelse af eksponeringsforholdene. Princippet i sidstnævnte metode er beskrevet for sundhed og ydre miljø i henholdsvis afsnit 3.3.1 og 3.3.2.

3.3.1 Eksponering af mennesker

Vurderingerne af eksponeringen af mennesker opgøres som en relativ score. Som tidligere nævnt skelnes mellem eksponeringen i arbejdsmiljøet og i indeklima.

3.3.1.1 Eksponering i arbejdsmiljø

Ved arbejdsmiljø tænkes på eksponering for kemikalier ved byggeri, renovering og reparationsarbejde, som foretages af professionelle håndværkere. Både eksponering via indånding og via hudkontakt betragtes.

Eksponeringen i arbejdsmiljøet opgøres som et produkt af følgende faktorer:

Score for eksponering i arbejdsmiljøet = Score for forbrug × score for påføring

Scoren for forbrug er på 1, 3 eller 5. Scoren for forbrug er ment som en relativ størrelse, der afspejler, om der anvendes store mængder af et produkt i forhold til forbruget af andre produkter inden for den samme produktgruppe. Det er inden for de fleste af de enkelte produkttyper antaget, at opgørelserne af forbruget af den pågældende produkttype (normeret med hensyn til gulvarealet) er repræsentative inden for den bestemte type byggeri i branchen. Ud fra denne betragtning er der fastlagt værdier for, hvad der er et ”lille”, ”mellem” og ”højt” forbrug inden for hver produkttype. For disse kategoriseringer bliver forbrugsscoren henholdsvis 1, 3 og 5. For de produkttyper, hvor der ikke er tal for forbrugsmængder, anbefales en forbrugsscore på 3 anvendt.

Scoren for påføring er på 1, 3 eller 5 i henhold til kriterier angivet i tabel 3.1.

Tabel 3.1 Score for påføring/indbygning

3.3.1.2 Eksponering i indeklima

Ved eksponering i indeklima tænkes på eksponering for kemikalier ved anvendelsen af boligen. Kun eksponering via indånding betragtes.

Eksponeringen opgøres som et produkt af følgende faktorer:

Score for indeklimaeksponering = Score for forbrug × score for byggeritype

Scoren for forbrug er på 1, 3 eller 5 og tildeles efter samme principper, som beskrevet i forrige afsnit.

Scoren for byggeritype er et udtryk for, at der skelnes mellem indeklima i boligbyggeri og i erhvervsejendomme, da graden af eksponering er afhængig af, hvor længe man opholder sig i bygningerne. Endvidere er risikoen ved eksponeringen afhængig af, hvor følsomme brugerne er. Det forventes, at i erhvervsejendomme og offentlige kontorer opholder to populationsgrupper sig. Den ene er en rimelig snæver populationsgruppe af raske mennesker i en arbejdsdygtige alder, der formodes at arbejde 8 timer om dagen, 5 dage om ugen over et helt arbejdsliv. Den anden gruppe er den generelle befolkning (inkl. særligt følsomme grupper), der kortvarigt besøger disse bygninger (banker, offentlige myndigheder, osv.). Opholdstiden i boligbyggeri formodes at være betydeligt længere. Endvidere forventes det, at personer, der opholder sig i boligbyggeriet, repræsenterer et bredere spektrum af den samlede befolkning, der også omfatter særligt følsomme grupper som f.eks. gravide, børn og allergikere. Sygehuse, fængsler, institutioner med faste beboere skal også betragtes som tilhørende kategorien: boliger. Forskellen mellem erhvervsejendomme og boliger inkorporeres i prioriteringsmodellen ved at anvende en ”score for byggeritype” på 10 for boligbyggeri, hvorimod erhvervsbyggeri og offentlige kontorer tildeles ”score for byggeritype” på 1.

3.3.2 Eksponering af miljøet

For hver af livscyklusfaserne (opførelse/renovering, drift og nedrivning) skønnes den del af kemikalierne, der frigives til jord, vand, luft og affald. Skønnet er baseret på kemikaliernes vandopløselighed og flygtighed, samt i hvor høj grad kemikaliet har kontakt til jord, vand og luft. Frigivelsen til affald er alene baseret på de opgjorte mængder fra kortlægningsdelen (kapitel 2). I den simple screeningsmodel for eksponering (se afsnit 3.3), hvor eksponeringen alene udtrykkes ved forbruget, antages alt anvendt kemikalie i princippet at blive frigivet til vand.

Frigivelsen i brugsfasen er antaget at foregå over kemikaliets levetid i byggeriet, som således er en parameter, der skal angives i databaseværktøjet. Hvis kemikaliets levetid er kortere end byggeriets levetid, antages det, at der ikke resterer kemikalie i byggematerialerne ved nedrivning.

Endelig er det for hvert kemikalie vurderet, hvorvidt frigivelsen af kemikaliet er direkte til vand, eller om det afledes via kloak. Hvis kemikaliet afledes via kloak, vurderes fjernelsen af stofferne i renseanlægget.

Stofferne vil omfordele sig i miljøet, dvs. stoffer, der er frigivet til luften, kan afsættes i vandet og på jorden. Endvidere kan der ske en fordampning af stoffer fra jorden eller vandet til luften, hvorfra stofferne igen afsættes i vandet og jorden. Denne omfordeling er ligeledes taget i betragtning (se figur 3.3).

Affaldet fra de materialer og kemikalier, som anvendes i nybyggeri og renovering, vil sandsynligvis enten blive afbrændt eller genanvendt. Dog vil den flyveaske, der produceres ved afbrændingen, sandsynligvis blive deponeret. Der vil være et vist ressourceforbrug og frigivelse af kemikalier til miljøet ved oprensning af materialer og kemikalier. Dette er imidlertid meget vanskeligt at opgøre, da det kræver specifikt kendskab til de processer, der anvendes ved oprensning o.lign. Det har ikke været muligt inden for dette projekts rammer at vurdere dette forhold nærmere. Derfor er en simpel løsning anvendt, hvor frigivelsen af kemikalier fra det affald, der bliver genanvendt, er sat til 0,1.

Kemikalierne vil endvidere i nedrivningsfasen bidrage til den samlede miljøbelastning. Det er her antaget, at byggeaffaldet i et vist omfang vil blive genbrugt (f.eks. beton og mursten), og en del vil blive afbrændt (f.eks. plast og træ). Det er i prioriteringsmodellen vurderet, hvorvidt kemikaliet i nedrivningsfasen vil følge med den fraktion, der afbrændes, eller den fraktion, der genbruges. For den fraktion, der afbrændes, er miljøbelastningen sat til 0, medens det for den, der genbruges, er antaget, at frigivelsen af kemikalier til vand er 10% af den mængde kemikalier, der resterer i byggematerialet ved nedrivning.

3.4 Farlighed

Scoring for sundheds- og miljømæssig farlighed kan baseres på en metode, der er udviklet af CETOX. Metoden opererer med en todelt score: en score for miljøfarlighed og en score for sundhedsfarlighed, der dog igen ofte deles op i to scorer: en score for indånding og en score for hudkontakt. Miljø- og sundhedsfarligheden vurderes på en skala fra 1 til 5, hvor 5 er farligst. Systemet er afprøvet på mange kemiske stoffer og produkter, f.eks. rengøringsprodukter, produkter der anvendes i byggeri, herunder maling samt i emballageindustrien. Det forholdsvis enkle system vurderes at være operationelt til det aktuelle formål, idet systemet både kan operere på et datagrundlag svarende til EU’s system til klassifikation af kemiske stoffer og produkter, men også på et mere detaljeret datagrundlag.

3.4.1 Sundhedsfarlighed

Metoden til kvantificering af sundhedsfarlighed bygger på stoffernes iboende egenskaber, som ligger til grund for deres klassificering. De effekttyper, der er medtaget, er: akut toksicitet, ætsning/irritation, organtoksicitet, allergi/sensibilisering, genotoksicitet, carcinogenicitet, reproduktionstoksicitet samt neurotoksicitet. I modellen til vurdering af sundhedsfarligheden i arbejdsmiljøet suppleres dette med brug af kodenumre (Arbejdstilsynet 1993) og i modellen til vurdering af sundhedsfarligheden i indeklimaet suppleres dette med brug af grænseværdier for stoffer og materialer (Arbejdstilsynet 2002).

Som tidligere nævnt opdeles risikovurderingerne af kemikalier i arbejdsmiljøet i to dele: risiko ved indånding og risiko ved hudkontakt.

3.4.1.1 Sundhedsfare i arbejdsmiljøet ved indånding

Produktet scores for sundhedsfare med en værdi mellem 1-5 ud fra kodenummeret (Arbejdstilsynet 1993) før bindestreg og/eller produktets klassificering. Den metode (kodenummer eller klassificering), der giver den højeste score, medtages i modelberegningen. Er der ikke beregnet kodenummer for produktet, og skal det ikke klassificeres, tildeles produktet en farlighedsscore på 1. Tabel 3.2 viser beregningen af sundhedsfaren ved indånding af kemikalier i arbejdsmiljøet.

Tabel 3.2 Sundhedsfare i arbejdsmiløet (indånding) ud fra kodenummer før bindestreg og klassificering. Den højeste score anvendes.

3.4.1.2 Sundhedsfare i arbejdsmiljøet ved hudkontakt

Score for sundhedsfare ved hudkontakt bestemmes ved hjælp af kodenummer efter bindestreg og /eller ved hjælp af klassificeringen for produktet. Også her anvendes en score med en værdi mellem 1-5. Endvidere følges de samme principper, der er beskrevet for indånding med hensyn til fastlæggelse af score osv. Tabel 3.3 viser beregningen af sundhedsfaren ved hudkontakt af kemikalier i arbejdsmiljøet.

Tabel 3.3 Sundhedsfare i arbejdsmiløet (hudkontakt) ud fra kodenummer før bindestreg og klassificering. Den højeste score anvendes.

3.4.1.3 Sundhedsfare ved eksponering for kemikalier i indeklimaet

Til vurdering af farligheden ved eksponering i indeklimaet betragtes alene de indeklimaskader, der kan forekomme direkte fra en eksponering for byggeprodukterne. Indeklimagener i form af lugt, irritation, støv mv. er således ikke medtaget. Modellen bør kun bruges til produkter, der kan forårsage langtidseffekter, som f.eks. kræft, allergi, reproduktionsskader, osv. Sundhedsfaren bestemmes ud fra grænseværdierne for de stoffer, som er i produkterne, hvor den laveste grænseværdi for de stoffer, der indgår i produktet, anvendes. Ydermere inddrages produkternes klassificering og dermed CETOX-scoren for sundhed. Den højeste score anvendes i de videre beregninger. I tilfælde af at produktet er indeklimamærket, sættes scoren til 1. Hvis produktet ikke skal klassificeres, og hvis der ikke er krav om, at grænseværdier skal overholdes for et eller flere af stofferne i produktet, tildeles produktet scoren 1.

Tabel 3.3 Sundhedsfare i indeklimaet. Den højeste score anvendes. I tilfælde af at produktet er indeklimamærket, sættes scoren til 1.

3.4.2 Miljøfarlighed

Metoden for miljøfarlighedsscore bygger på EU’s system til miljøklassificering af kemiske stoffer og produkter, men også på et mere detaljeret datagrundlag, hvis datagrundlaget er tilstrækkeligt. Principperne for miljøscoring fremgår af tabel 3.4.

Både EU’s miljøklassificering og som følge heraf også miljøscoren er baseret på stoffers effekter i vandmiljøet. En miljøscore for påvirkninger i det terrestriske miljø beregnes ud fra miljøscoren, idet der tages hensyn til den formindskede biotilgængelighed af kemikalierne i jordmiljøet i forhold til vandmiljøet.

Tabel 3.4 Oversigt over miljøscore på basis af EU’s miljøklassificeringssystem

Den del af affaldet, som bliver brændt, vil primært påvirke miljøet gennem påvirkningen fra de gasser, der dannes ved forbrænding, f.eks. CO₂, NO₂ osv. Dette kunne der eventuelt tages højde for ved indregning af bidrag til drivshus- og forsuringseffekter samt nedbrydning af ozonlaget. Der er imidlertid anvendt en simpel løsning, idet farlighedsscoren af det affald, som går til forbrænding, er sat til 1. Farlighedsscoren for de kemikalier, der går til genanvendelse, er sat til miljøscoren (tabel 3.4), idet emissionen ved genoprensningen o.lign. er antaget primært at ske til vand.

En anden metode til kvantificering af miljøfarligheden samt sundhedsfarligheden ved indirekte eksponering via miljøet er anvendelsen af de såkaldte effektfaktorer, som anvendes i den danske LCA-metode - UMIP. Effektfaktorerne for et miljørum (f.eks. vand og jord) er et udtryk for det fortyndingsvolumen, der skal til, hvis koncentrationen af stoffet i miljørummet skal ned under den koncentration, hvor der ikke forventes effekter. UMIP-metoden bygger på en enkel model til beskrivelse af stoffernes fordeling i miljøet, hvor der er taget hensyn til stoffets flygtighed samt levetid i atmosfæren. Der er i dette projekt udarbejdet et forslag til en forenklet miljøvurderingsmetode for byggekemikalier baseret på UMIP’s principper til en miljøvurdering af byggekemikalier ved anvendelse af effektfaktorer. Metoden er beskrevet i bilag G, men er ikke yderligere diskuteret eller anvendt i det foreliggende projekt.

3.5 Normalisering (index for sundheds- og miljøbelastning fra byggeri)

Kemikalieforbruget vil være afhængigt af en række faktorer, f.eks.:

• størrelsen på byggeriet (f.eks. i m² bygget areal, grundareal)
• type af byggeri, f.eks. vil renovering af en bygning ikke bruge store mængder af beton og mursten i forhold til et nybyggeri

I prioriteringsværktøjet er der indlagt en række normaliseringsfaktorer, som kan anvendes:

• belastning pr. m² gulvareal
• belastning pr. m² grundareal
• belastning pr. m² af arealtype (f.eks. køkkenareal, badareal)
• belastning pr. antal beboelser i byggeriet (kun for almindelig beboelse)

I denne rapport anvendes gulvarealet som normaliseringsfaktor.

3.6 Prioriteringsværktøj

Resultaterne fra kortlægningsfasen, samt prioriteringsmodellen er lagt ind i en Access-database. Det er muligt for brugerne at oprette nye byggerier, kemikalier mv. Bilag L giver en kort beskrivelse af værktøjets opbygning, samt hvordan det kan anvendes (manual).

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 Januar 2007, © Miljøstyrelsen.