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

Kemi i byggeri

Bilag F

Modeller til vurdering af sundheds- og miljøbelastning

Den model, der er anvendt i dette projekt til screening af sundhedsbelastningen af et byggeri, er udviklet med henblik på hurtigt og med få data at gennemføre en kvantitativ og sundhedsmæssig sammenligning og prioritering af kemiske produkter i byggeriet. Modellen er udviklet med det formål at kunne vurdere et stort antal produkter med henblik på relativt hurtigt at:

• kunne vælge de mest problematiske fra
• kunne finde årsagen til, hvorfor et produkt får en høj score (på grund af risiko for sundhedsskade, stor forbrugsmængde, påføringsmetode (arbejdsmiljø) eller byggeritype (indeklima)
• kunne finde frem til passende erstatningsprodukter

Tilgængeligheden af data for kemiske stoffer og produkter er ofte begrænset for projekterende entreprenører, bygherrer og håndværksvirksomheder som baggrund for valg af kemiske stoffer og produkter, hvorfor metoden er baseret på eksisterende og lettilgængelig information som f.eks. sikkerhedsdatablade (SDS), kendskab til anvendelse og håndtering af produkter, samt skønnet forbrug.

På grund af det ofte begrænsede datamateriale for de anvendte produkter, skal vurderingsmetoden kun bruges som et groft screeningsværktøj til at vurdere kemiske byggeprodukters potentielle sundhedsfare. Modellen er opdelt i to dele, en til screening for sundhedsfarer i arbejdsmiljøet og en til screening for sundhedsfarer i indeklimaet. Begge dele er meget simplificerede og skal bruges med omtanke. Endvidere skal det bemærkes, at modellen ikke er velegnet til vurdering af byggematerialer som f.eks. gulve og tage. Den er derfor ikke anvendt til vurdering af de materialer, der er registreret i kortlægningsfasen.

Vurdering af risiko ved eksponering for kemikalier er meget kompleks. Udvikling af en model, der både baseres på lettilgængelige data i form af SDS, og som skal kunne håndteres af ikke-eksperter samtidig med, at den ikke må give misvisende resultater, er vanskelig. I traditionelle, kemiske indeklimaundersøgelser rettes fokus f.eks. normalt mod stoffer, der allerede i lave koncentrationer fremkalder gener som irritation i f.eks. øjne og luftveje, eller som har en generende lugt. Mange af de stoffer, der virker generende på indeklimaet, forekommer imidlertid ofte i så lave koncentrationer i produkterne, at de ikke skal angives i SDS. Disse stoffer kan derfor ikke medtages i vurderingerne. Modellen kan således kun tage højde for stoffer, der decideret udgør en risiko for sundhedsskader i indeklimaet, men modellen kan ikke højde for stoffer, der kun fremkalder indeklimagener. Indeklimadelen kan ikke bruges i forbindelse med screening af produkter, der har akut toksiske effekter som ætsningsfare, og metoden giver kun mening for produkter, der indeholder stoffer, som kan forårsage langtidsskader som kræft, allergi, reproduktionsskader, osv.

For modellering og vurdering af emissioner til indeklimaet i koncentrationer, der kan give indeklimagener henvises til VOICE, og for mere detaljeret vurdering af det kemiske arbejdsmiljø henvises til CHERIOH (yderligere oplysninger vedrørende nævnte modeller kan fås ved henvendelse til DTC eller DHI).

Påvirkning af mennesker i de forskellige faser i byggeriets levetid

Det er valgt at fokusere på de faser i et byggeris levetid, hvor de anvendte enkeltprodukter er sporbare, dvs. i opførelsesfasen, renoveringsfasen og ved brug af byggeriet. Det er valgt at se bort fra nedrivning og bortskaffelse af byggeri, da det her er vanskeligt at følge de enkelte stoffer og produkter.

Opførelses- og renoveringsfasen

Opførelse
I opførelsesfasen er arbejdsmiljø og eksponering for kemiske stoffer og produkter i fokus. Eksponering via arbejdsmiljøet foregår enten 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.

Renovering
I renoveringsfasen tages både hensyn til indeklima og arbejdsmiljø. Der skelnes mellem indeklima i boligbyggeri og i erhvervsejendomme. I indeklimaet fokuseres kun på eksponering via indånding.

Driftsfasen

Ved brug af byggeri vurderes både arbejdsmiljø og indeklima. Ved arbejdsmiljø tænkes på eksponering for kemikalier i byggeri ved renovering og reparationsarbejde. Der skelnes mellem indeklima i boligbyggeri og i erhvervsejendomme. Der ses udelukkende på de indeklimaskader, der kan forekomme direkte fra en eksponering for byggeprodukterne. Indeklimagener i form af lugt, irritation, støv mv. er ikke medtaget.

Udregning af relativ risiko

Beregning af den relative risiko ved anvendelse af kemiske stoffer og produkter i byggeri er således delt op i to dele: En del, der beskriver påvirkningen af indeklimaet, og en del, der beskriver påvirkningen af arbejdsmiljøet.

For hvert af de udvalgte produkter udregnes en score som mål på den relative risiko for at kunne pådrage sig sundhedsskader ved eksponering for et produkt i byggeriet. En reel prioritering mellem produkter kan foretages ved at sammenligne scorerne, dels inden for de forskellige byggerityper og dels inden for de forskellige produktgrupper.

Indeklima

Vurderingen af indeklimarisikoen på baggrund af kemiske produkter er udregnet på følgende måde.

Risiko = Sundhedsfare × score for byggeritype × score for forbrug

Sundhedsfare
Sundhedsfaren vurderes på en skala fra 1 til 5, hvor 5 er farligst. Sundhedsfaren bestemmes ud fra grænseværdierne for produkternes indholdsstoffer, hvis de er oplyst i sikkerhedsdatabladet. Ydermere inddrages produkternes klassificering og dermed CETOX-scoren for sundhed (bilag H). Den højeste score anvendes i de videre beregninger. I tilfælde af, at produktet er indeklimamærket, sættes scoren til 1. Vær opmærksom på, at modellen kun bør bruges til produkter, der kan forårsage langtidseffekter, som kræft, allergi, reproduktionsskader, osv.

For hver grænseværdi og klassificering gives en relativ score for sundhedsfaren fra 1 til 5. For hvert produkt tages den højeste score med i den samlede vurdering. Skal produktet ikke klassificeres, eller er der ikke krav om, at grænseværdier skal oplyses for produktet, tildeles produktet scoren 1.

Ved brug af grænseværdien i indeklimasammenhæng i boligbyggeri tilføjes ofte en sikkerhedsfaktor på 4-40, da man her tager hensyn til, at boliger også skal kunne bebos af alle dele af befolkningen, også følsomme grupper som f.eks. gravide, børn og allergikere. Den faktiske værdi på en sikkerhedsfaktor afhænger af den kritiske sundhedseffekt, men en sikkerhedsfaktor på 40 forslås som den første tilnærmelse.

Tabel F.1 Sundhedsfare ud fra grænseværdien

eller

Tabel F.2 Sundhedsfare ud fra klassificeringen (CETOX-score)

Den højeste af de opnåede scorer vælges herefter til de videre vurderinger.

Score for byggeritype
Da indeklimarisikoen er afhængig af, hvor længe man opholder sig i bygningerne samt hvor følsomme brugerne er, tages byggeritypen med i vurderingen. I erhvervsejendomme og offentlige kontorer, forventes det, at der opholder sig to populationsgrupper. Den ene er en rimeligt snæver populationsgruppe af raske mennesker i den arbejdsdygtige alder, som 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 betydelig længere. Det kan forventes, at de personer, der opholder sig i boligbyggeriet, dækker et bredere udsnit af den samlede befolkning, dvs. også særligt følsomme grupper som f.eks. gravide, børn og allergikere. Sygehuse, fængsler og institutioner med faste beboere skal også betragtes som tilhørende kategorien: boliger.

Denne forskel inkorporeres i modellen ved at benytte en sikkerhedsfaktor på 10 for boligbyggeri, hvorimod erhvervsbyggeri og offentlige kontorer tildeles sikkerhedsfaktor 1.

Score for byggeritypen for de undersøgte byggerityper bliver derfor som følger:

Score for forbrug
Score 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. Forbruget i hver produktgruppe angives derfor som relative størrelser. Det er inden for de fleste af de udvalgte produkttyper antaget, at tilgængelige data er repræsentative for det generelle forbrug af den pågældende produkttype inden for den bestemte type af byggeri i branchen. Forbruget opgøres i en normaliseret enhed, kg/m² gulvareal (se afsnit 3.5). Ud fra denne betragtning er der derefter fastlagt værdier for, hvad der er et ”lille”, ”mellem” og ”højt” forbrug inden for hver produkttype. For disse kategoriseringer gives henholdsvis 1, 3 og 5 i forbrugsscore.

Arbejdsmiljø

Eksponering for kemiske produkter i arbejdsmiljøet forventes at foregå dels via indånding og dels via hudkontakt. Der er stor forskel på, hvilke typer af påførings-/indbygningsmetoder, der udgør den største risiko for hudkontakt og for indånding. Samtidig er der også stor forskel på de fysisk-kemiske egenskaber for de produkter, der påvirker risikoen for eksponering. Derfor er både vurderingerne og resultaterne opdelt i en risikoscore for hudkontakt og en risikoscore for indånding. Resultaterne fra de to eksponeringsveje skal betragtes som uforenelige og skal behandles hver for sig.

Indånding
Scoren for indånding udregnes på baggrund af følgende sammenhæng:

Risiko = Sundhedsfare × score for påføring/indbygning × score for forbrug

Sundhedsfare

Produktet scores for sundhedsfare med en værdi mellem 1-5 ud fra kodenummer før bindestreg og/eller produktets klassificering (Arbejdstilsynet 1993). 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 score på 1.

Tabel F.3 Sundhedsfare (indånding) ud fra kodenummer før bindestreg

eller

Tabel F.4 Sundhedsfare (indånding) ud fra klassificering (CETOX-score)

Den højeste score af disse muligheder vælges.

Score for påføring/indbygning

Påførings-/indbygningsscoren afspejler, hvordan byggematerialet anvendes. Jo mere kontrolleret påførings-/indbygningsmetode, desto lavere eksponering. Påførings-/indbygningsscoren med hensyn til indånding bestemmes i henhold til kriterierne i tabel F.5.

Tabel F.5 Score for påføring/indbygning

Påførings-/indbygningsscoren tildeles de enkelte produkter ud fra kendskab til brug i byggebranchen. Hvis der er tvivl om, hvordan produktet påføres/indbygges, anvendes altid en worst-case situation.

Score for forbrug

Score for forbrug følger de samme regler som tidligere beskrevet.

Risiko = Sundhedsfare × score for påføring/indbygning × score for forbrug

Hudkontakt
Risikoscoren for hudkontakt udregnes på tilsvarende måde som for indånding.

Sundhedsfare

Score for sundhedsfare ved hudkontakt bestemmes ved hjælp af kodenummer efter bindestreg og/eller ved hjælp af produktets klassificering. Også her anvendes en score fra 1-5, hvor 5 betegner det mest sundhedsskadelige produkt. Den højeste score ifølge modelbeskrivelsen medtages i modelberegningen.

Er der ikke beregnet kodenummer for produktet, eller skal det ikke klassificeres, tildeles produktet scoren 1.

Tabel F.6 Sundhedsfare (hudkontakt) ud fra kodenummer efter bindestreg

eller

Tabel F.7 Sundhedsfare (hudkontakt) ud fra klassificering (CETOX-score)

Den højeste score af disse muligheder vælges.

Score for påføring/indbygning

For påføring/indbygning tildeles der en score på 1, 3 eller 5 i henhold til kriterierne i tabel F.8.

Tabel F.8 Score for påføring/indbygning

Score for forbrug

Score for forbrug følger de samme regler som tidligere beskrevet.

Model til screening af miljøbelastning i byggeri (UMIP-screening)

Den metode, som er anvendt i dette projekt til opgørelse af miljøbelastningen, kombinerer nogle af principperne fra UMIP med de metoder, som DHI har udviklet til miljøfarlighedsvurdering af kemikalier.

Eksponeringsvurdering

For hver af byggeriets livscyklusfaser (opførelses-/renoverings, drifts- og nedrivningsfase) skønnes emissionsfaktorerne til de forskellige medier (jord, vand, luft og affald).

I den mest simple screeningsmodel for eksponering udtrykkes eksponeringen alene ved forbruget.

I den mere detaljerede eksponeringsmetode, som er baseret på eksponeringsdelen i UMIP, inddeles emissionsfaktorerne i 5 grupper:

1. Høj emission. Emissionen sættes til 1
2. Medium emission. Emissionen sættes til 0,5
3. Lav emission. Emissionen sættes til 0,25
4. Meget lav emission. Emissionen sættes til 0,1
5. Ingen emission. Emissionen sættes til 0

Emissionerne til vand, jord og luft under byggeri og brug estimeres ud fra følgende faktorer:

• vandopløselighed, hvor vandopløseligheden af byggerikemikalierne er inddelt i 3 grupper:
• blandbar med vand (vandopløselighed > 500-1.000 mg/L » at vand-oktanol fordelingskoefficienten (log K_OW) > 1,2-1,5)
• delvis blandbar (vandopløselighed > ca. 10-50 mg/L » log K_OW > 3-3,5) med vand
• ublandbar med vand (vandopløselighed < 10 mg/L » log K_OW < 3,5)
• flygtighed, hvor flygtigheden af byggekemikalierne grupperes i 2 grupper:
• flygtigt (Henrys lovkonstant > 100-1.000 Pa×m³/mol)
• ikke flygtigt (Henrys lovkonstant < 100-1.000 Pa×m³/mol)
• kontakt til jord ved byggeri og brug, hvor kontakten opdeles i 5 grupper:
• høj, medium, lav, meget lav og ingen. Kontakten til jord skønnes i de enkelte tilfælde
• kontakt til vand ved byggeri og brug, hvor kontakten opdeles i 5 grupper:
• høj, medium, lav, meget lav og ingen. Kontakten til vand skønnes i de enkelte tilfælde
• kontakt til luft ved byggeri og brug, hvor kontakten opdeles i 5 grupper:
• høj, medium, lav, meget lav og ingen. Kontakten til luft skønnes i de enkelte tilfælde

Emissionsfaktorerne F_i,byggeri og F_i,brug, som er anvendt i tabel F.16, sættes som standard til værdierne angivet i tabel F.9-F.11. Det bør dog fremhæves, at disse også sættes individuelt, hvis der haves et godt kendskab til de aktuelle emissioner.

Tabel F.9 Emissionsfaktorer til vand

Tabel F.10 Emissionsfaktorer til jord

Tabel F.11 Emissionsfaktorer til luft

Endelig vurderes det, om emissionen til vand vil foregå direkte eller via kloak. Hvis emissionen foregår via renseanlæg, reduceres emissionsfaktoren til vand med de faktorer, som er vist i tabel F.12. Disse tal er hentet fra EU (2003), hvor skæbnen af stoffer i et renseanlæg er simuleret ved brug af SimpleTreat-modellen. Stofferne er antaget at være ikke let-bionedbrydelige, flygtige stoffer er antaget af have en Henrys lovkonstant på 1.000 Pa m³/mol og ikke-flygtige stoffer en Henrys lovkonstant på under 0,1 Pa m³/mol, vandblandbare stoffer en log K_OW på 1,5, delvist blandbare stoffer en log K_OW på 3 og ikke vandblandbare stoffer en log K_OW på 5.

Tabel F.12 Rensningsgrader i renseanlæg

Emissionsfaktorerne til affald fastsættes ud fra observationerne fra kortlægningsdelen i dette projekt. For hver produkttype er den gennemsnitlige andel af det anvendte kemikalie/materiale, som går til affald, beregnet. For de produkttyper, hvor der ikke er observationer af affaldsmængden, anvendes den gennemsnitlige affaldsfraktion på 4,2% (tabel F.13).

Tabel F.13 Observerede fraktioner, der går til affald (gælder for de 3 case-byggerier i det aktuelle projekt)

Stofferne vil omfordele sig i miljøet, dvs. at de stoffer, der f.eks. er emitteret til luften, kan afsættes i vandet og på jorden. UMIP’s principper til vurdering af denne omfordeling er anvendt i dette projekt. Tabel F.14 giver en oversigt over beregningen af stoffernes omfordeling i miljøet. Det er her implicit antaget, at stofferne har en halveringstid i luften over 1 døgn.

Tabel F.14 Omfordeling af stofferne i miljøet. Fraktion, der omfordeles til et andet miljø (Hauschild & Wenzel 1998)

Materialer og kemikalier fra byggeri, som går til affald, vil enten blive:

• brændt
• genanvendt
• deponeret

De materialer og kemikalier, som er mærket som farligt affald afbrændes i stort omfang (Miljøstyrelsen 2002: Affaldsstatistikken 2001). Undtagelserne er kemikalier, som genanvendes - f.eks. blybatterier og olieaffald - og kemikalier, som deponeres - f.eks. asbest og shredderaffald.

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 emission af kemikalier til miljøet ved oprensning af materialer og kemikalier. Dette er imidlertid meget vanskeligt at opgøre, da det kræver specifik 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.

Den del af affaldet, som bliver brændt, vil primært påvirke miljøet gennem påvirkningen af miljø fra de gasser, der dannes ved forbrænding, f.eks. CO₂, NO₂ osv. Dette kunne der eventuelt tages højde for ved at indregne forsurings- og ozonpotentialet, jf. UMIP-metoden. Der er imidlertid anvendt en simpel løsning, idet farlighedsscoren af det affald, som går til forbrænding, er sat til 1 (dvs. det betragtes som inert). Emissionen af kemikalier fra det affald, der bliver genanvendt, er sat til 0,1. Emissionen er endvidere antaget primært at ske til vand. Der regnes således med en emissionsfaktor af kemikaliet ved de oprensningsprocesser, der leder frem til en genanvendelse af produktet, på 10%.

Farlighedsvurdering

Bygge- og driftsfase

Miljøfarlighedsvurderingen for bygge- og brugsfasen baserer sig på den tidligere omtalte metode til scoring af farligheden.

Metoden for miljøfarlighedsscore bygger på EU’s system til miljøklassifikation af kemiske stoffer og produkter, men også på et mere detaljeret datagrundlag, hvis datagrundlaget er tilstrækkeligt. Principperne for miljøscoring fremgår af tabel F.15.

Idet både EU’s miljøklassificering og som følge heraf også CETOX-miljøscoren baserer sig på stoffers effekter i vandmiljøet, beregnes en miljøscore for påvirkninger i det terrestriske miljø ud fra CETOX-miljøscoren, idet der tages hensyn til den formindskede biotilgængelighed af kemikalierne i jordmiljøet i forhold til vandmiljøet.

Der er derfor indregnet en faktor, som redegør for dette. f_{biotilgængeligt} er et udtryk for den fraktion af kemikaliet, som er biotilgængeligt i et jordsystem. Den fastsættes ud fra vandopløseligheden:

• f_{biotilgængeligt} = 1 hvis produktet er blandbart med vand
• f_{biotilgængeligt} = 0,5 hvis produktet er delvist blandbart med vand
• f_{biotilgængeligt} = 0,1 hvis produktet er ublandbart med vand (ikke biotilgængeligt i jord)

Tabel F.15 Oversigt over miljøscore på basis af EU’s klassificeringssystem

Nedrivningsfase

Den del af affaldet, som bliver brændt, vil primært påvirke miljøet gennem 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, jf. UMIP-metoden. Der er imidlertid anvendt en simpel løsning, idet farlighedsscoren af det affald, som går til forbrænding, er sat til 1. Farlighedsscoren af det affald, der går til genanvendelse, er sat til CETOX-scoren, idet emissionen er antaget primært at ske til vand.

Opgørelse af miljøbelastningen

Ved opregningen af den samlede miljøbelastning trækkes der 1 fra CETOX-scoren. Herved vil stoffer og produkter, som er tildelt scoren 1 og dermed er vurderet ikke at være miljøfarlige, ikke bidrage til den samlede miljøbelastning.

Tabel F.16 giver en oversigt over prioriteringsmetoden, hvor miljøbelastningen over de tre faser opgøres.

Tabel F.16 Opgørelse af miljøbelastning ved en kombination af UMIP og CETOX

Til en opgørelse af en samlet belastning konverteres miljøbelastningen af jordmiljøet til en miljøbelastning af vandmiljøet ved at gange med forholdet mellem normaliseringsreferencerne i UMIP-metoden for miljøeffekter i vand (kronisk) og jord » 3,5 (NR_jord-vand). Værdierne for normaliseringsreferencerne er hentet fra Wenzel (1996).

Mediumfaktoren, som er anvendt i tabel F.16, indregner både den reducerede biotilgængelighed i jordmiljøet, omfordelingen af stofferne i miljøet samt normaliseringsfaktorerne. Tabel F.17 giver en oversigt over bestemmelsen af mediumfaktoren.

Tabel F.17 Bestemmelse af mediumfaktor

Normalisering (index for sundheds- og miljøbelastning ved 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 normeringsfaktorer, 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 dette projekt er det valgt at anvende belastning pr. m² gulvareal som normeringsfaktor, men der er indlagt forskellige normeringsfaktorer i værktøjet.

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

Version 1.0 Januar 2007, © Miljøstyrelsen.