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

Kemi i byggeri

Bilag G

Alternativ model til beregning af miljøbelastning i byggeri baseret på UMIP-metoden

I det følgende beskrives en UMIP-baseret metode, som eventuelt kan anvendes til beregning af miljøbelastningen af et byggeri.

Et kemikalies miljøbelastning beregnes som en samlet miljøbelastning af et miljørum (jord eller vand) og findes for hvert kemikalie ved at gange den aktuelle eksponering af miljøet (E_{kemikalie,miljørum}) (g kemikalie) med dets effektfaktor (EF_{kemikalie,miljørum} (m³/g kemikalie), og kemikaliets miljøbelastning af miljørummet udtrykkes herved som et krævet fortyndingsvolumen af et miljørum:

BE_{kemikalie,miljørum} = E_{kemikalie,miljørum} × EF_{kemikalie,miljørum}

Til en opgørelse af en samlet belastning for miljøet konverteres miljøbelastningerne ved anvendelse af normaliseringsreferencerne i UMIP-metoden for miljøeffekter i vand (kronisk) og jord (se f.eks. Wenzel 1996).

Den samlede miljøbelastning af hele byggeriet kan herefter beregnes ved at summere over alle anvendte kemikalier.

Eksponeringsvurdering

For hver af byggeriets livscyklusfaser (opførelses-/renoverings, drifts- og nedrivningsfase) skønnes emissionsfaktorerne til de forskellige medier (jord, vand, luft og affald) (f_jord, f_vand, f_luft, f_affald). Skønnene kan eventuelt foretages ved at anvende de samme prinicipper, som er anvendt i UMIP-screeningsmodellen. Alternativt kan der for hver produkttype udarbejdes ”standard” emissionsfaktorer, som kan anvendes, hvis ikke andet kendes.

Eksponeringen af delmiljøerne vand (der anvendes kun kronisk her) og jord beregnes efter UMIP-modellen:

E_{kemikalie,miljørum} = M_kemikalie × S_i f_i × a_i,miljørum

hvor

M_kemikalie er den forbrugte kemikaliemængde
f_i er emissionsfaktoren til miljørum ”i”
a_i,miljørum er den omfordelingsfaktor, som beskriver den fraktion af emissionen til miljørum ”i”, der omfordeles til det betragtede miljørum. De anvendte omfordelingsfaktorer fremgår af tabel G.1

Tabel G.1 Omfordeling af stofferne i miljøet. Fraktion, der omfordeles til et andet miljø (Hauschild & Wenzel 1998).

Det foreslås, at kun kemikaliets direkte effekter på miljøet i affaldsfasen betragtes. Der ses således bort fra afbrændingens eventuelle frigivelse af drivhusgasser o.lign.

Farlighedsvurdering

Farlighedsvurderingen i UMIP-metoden er således baseret på de såkaldte effektfaktorer, som er et udtryk for det fortyndingsvolumen, som kræves, for at koncentrationen når ned på et nul-effekt-niveau (PNEC). I UMIP-metoden er omfordelingen (tabel G.1) indregnet i effektfaktorerne, men her udtrykkes effektfaktorerne alene som den reciprokke PNEC.

Valg af parametre til beregningerne

Til beregning af effektfaktorerne og eksponeringen kræves som minimum følgende data:

• økotoksdata (EC50- og NOEC-værdier) som anvendes til beregning af PNEC
• nedbrydelighed
• bioakkumulerbarhed (log K_OW)
• flygtighed (Henrys lovkonstant H)
• halveringstid i atmosfæren (er den større eller mindre end 1 dag)

Som udgangspunkt i UMIP-metoden anvendes usikkerhedsfaktorer til fastsættelse af PNEC. Ulempen ved denne metode er, at PNEC så ikke alene er et udtryk for stoffets giftighed, men også er et udtryk for hvor mange økotoksikologiske data, der er tilgængelige for stoffet. Det kan derfor overvejes, hvorvidt den laveste EC50-værdi skal anvendes som ”PNEC”-værdi.

I beregningerne tages der udgangspunkt i en eventuel viden om indhold af enkeltstofferne i produktet. Det er imidlertid ikke altid tilfældet, at der er kendskab til enkeltstofferne.

Hvis EC50, bionedbrydelighed og bioakkumulerbar (f.eks. log K_OW) kendes, anvendes disse data naturligvis direkte i beregningerne.

Følgende relevante data fra produktets sikkerhedsdatablad kan eventuelt bruges, hvis der ikke haves andre oplysninger:

• miljøklassificering
• kogepunkt
• damptryk
• vandopløselighed

Henrys lovkonstant

Henrys lovkonstant indgår i beregningen af effektfaktorer. Hvis den ikke kendes og ikke kan bestemmes, sættes den til 0. Hvis produktet oplyses at være fuldstændigt blandbart med vand, er det en relativt god tilnærmelse at sætte Henrys lovkonstant til 0.

Kendes stoffets vandopløselighed og damptryk, beregnes Henrys lovkonstant ud fra forholdet mellem damptrykket og vandopløseligheden. Molvægten sættes (hvis den ikke kendes) til 300 g/mol. Damptrykket kan eventuelt beregnes ud fra stoffets kogepunkt (T_b i K):

hvor T er den absolutte temperatur

Beregning af EC50, bionedbrydelighed og log K_OW

Hvis EC50, bionedbrydelighed og bioakkumulerbar (log K_OW) kendes, anvendes disse data naturligvis.

Hvis kemikaliet er miljøklassificeret, anvendes nedenstående værdier for EC50 og bionedbrydelighed som standard (tabel G.2), med mindre der er adgang til de aktuelle værdier.

Tabel G.2 Standardværdier for EC50 og bionedbrydelighed

Hvis ingen oplysninger er tilgængelige, antages kemikaliet at være ikke let-bionedbrydeligt samt at have en toksicitet på 50 mg/L.

Følgende procedure anvendes til fastsættelse af log K_OW:

• hvis log K_OW kendes, anvendes denne - ellers
• hvis vandopløseligheden (S_W mg/L) kendes, beregnes log K_OW ud fra: log K_OW = 4.54 - 1.08×log S_W - ellers
• hvis kemikaliet er oplyst at være vandopløseligt, anvendes en værdi for log K_ow= 1,5 - ellers
• hvis stoffet er miljøklassificeret, men ikke med R53, anvendes en standardværdi for log K_OW på 1,5 - ellers
• hvis kemikaliet er oplyst at være delvist vandopløseligt, anvendes en log K_OW = 3,5 - ellers
• hvis kemikaliet er oplyst ikke at være vandopløseligt, anvendes en log K_OW = 5,5 - ellers
• hvis der ikke er adgang til relevante oplysninger til karakterisering af log K_OW, anvendes en standardværdi for log K_OW på 3,5.

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

Version 1.0 Januar 2007, © Miljøstyrelsen.