| Til bund | | Forside |

Miljøprojekt nr. 1144, 2007

Kemi i byggeri

Indholdsfortegnelse

Forord

Sammenfatning og konklusioner

Summary and conclusions

1 Indledning

• 1.1 Andre relevante projekter
• 1.2 Afgrænsninger og definitioner

2 Kortlægning af kemiske produkter og materialer i udvalgte byggerier

• 2.1 Metode
  • 2.1.1 Indledende kortlægning og prioritering af stoffer
  • 2.1.2 Kvantitativ kortlægning
• 2.2 Udvælgelse af byggerier
  • 2.2.1 Erhvervsbyggeri, Sundby Krematorium
  • 2.2.2 Følsomt byggeri, Plejecenter Grønnehaven
  • 2.2.3 Bolig, nybyggeri, Øresund Strandpark, Amager
  • 2.2.4 Bolig, renovering, Niels Ebbesensvej 15, Frederiksberg
  • 2.2.5 Bolig, renovering, Ægirsgade 7, København N
• 2.3 Registreringsskemaer
• 2.4 Resultat af kortlægningen
  • 2.4.1 Kemiske stoffer og produkter
  • 2.4.2 Materialer

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

4 Case-studier

• 4.1 Case-studie 1: Anvendelse af et vandtætningsmiddel ved opførelsen af Plejecenter Grønnehaven
  • 4.1.1 Beregning af sundhedsbelastning for vandtætningsmiddel
  • 4.1.2 Samlede resultater
  • 4.1.3 Udregning af miljørisikoscoren
• 4.2 Opgørelse af sundheds- og miljøbelastninger for byggerierne Plejecenter Grønnehaven, Øresund Strandpark og Sundby Krematorium
  • 4.2.1 Sundhedsbelastninger
• 4.3 Beregning af miljøbelastning for cases
• 4.4 Vejledning i brug af prioriteringsmodellen
  • 4.4.1 Model til screening af sundhedsbelastning ved byggeri
  • 4.4.2 Model til screening af miljøbelastning ved byggeri

5 Anbefalinger

6 Referencer

Bilag A Information om byggepladser

Bilag B Registreringsskema

Bilag C Antal produkter pr. byggeplads pr. produkttype

Bilag D Indholdsstoffer

Bilag E Indholdsstoffer i materialer

Bilag F Modeller til vurdering aF sundheds- og miljøbelastning

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

Bilag H Sundhedsscorer

Bilag I Sundhedsresultater

BILAG J Sundhedsdata - belastning for indeklima, hudkontakt og indånding

BILAG K Miljødata og forbrugsopgørelser

BILAG L Prioriteringsværktøj

Forord

Miljøstyrelsen har i ”Program for Renere Produkter” støttet en lang række projekter og initiativer med det overordnede formål at nedsætte miljø- og sundhedsbelastningerne fra produkter gennem hele deres livscyklus, dvs. i forbindelse med udvikling, produktion, afsætning, anvendelse og bortskaffelse. Hensigten har været at bidrage til:

• at skabe betingelser i samfundet for udvikling af produkter med forbedrede miljø- og sundhedsegenskaber
• at disse egenskaber bliver en del af markeds- og konkurrencebetingelserne
• at aktørerne på markedet kan og vil medvirke til at reducere miljø- og sundhedsbelastningerne

Det aktuelle projekt ”Kortlægning af forbruget af udvalgte sundheds- og miljøbelastende stoffer i byggesektoren” havde følgende formål:

1. kortlægning af forbruget af udvalgte sundheds- og miljøbelastende stoffer i byggesektoren
2. udvikling af et værktøj til vurdering og prioritering af kemikalier i byggesektoren

Det første formål indebar identifikation af stoffer, der i særlig grad er belastende for sundhed og miljø ved opførelse og anvendelse af et byggeri. Identifikationen blev baseret på en indledende kortlægning af kemiske stoffer og produkter samt materialer i byggesektoren ud fra umiddelbart tilgængelige oplysninger. Der blev dernæst foretaget en prioritering af hvilke stoffer, produkter, materialer og anvendelser, der skulle fokuseres på, før der blev gennemført en egentlig, kvantitativ kortlægning af udvalgte stoffer og deres anvendelsesområder i udvalgte byggeprojekter.

Det andet formål indebar udvikling og afprøvning af et vurderings- og prioriteringsværktøj for de kemiske stoffer og produkter, der anvendes i byggeri eller indgår i byggevarer. Værktøjet er baseret på erfaringerne opnået i kortlægningen og fokuserer på belastningen i dele af et byggeris livscyklus: opførelse af byggeri, drift/vedligeholdelse samt nedrivning af byggeri herunder affald.

Det er hensigten, at værktøjet skal kunne anvendes til at give en samlet vurdering af anvendte, farlige stoffer i et byggeri. Værktøjet vil kunne anvendes i forbindelse med udformning af miljøvaredeklarationer eller andre steder, hvor der er brug for en indikator for kemikaliebelastningen i byggeri (f.eks. ved miljøklassificering af bygninger). Da værktøjet ikke omfatter samtlige livscyklusfaser vil det dog ikke i sin nuværende form kunne anvendes som det eneste redskab ved udarbejdelse af miljøvaredeklarationer.

Værktøjet indeholder en sundheds- og en miljøvurderingsmodel samt en opgørelse over forbruget af kemiske produkter og udvalgte byggematerialer fra tre byggerier. Med udgangspunkt i de lovpligtige sikkerhedssdatablade for de kemiske produkter er der endvidere foretaget en registrering af indholdstoffer mv. De modeller og data, der indgår i værktøjet, er beskrevet i den foreliggende rapport. Modeller og data er endvidere integreret i et IT-værktøj (BYG-IT), der kan hentes på Miljøstyrelsens hjemmeside (www.mst.dk). Det er muligt selv at revidere i den foreliggende version af BYG-IT, således at værktøjet kan tilpasses til brug for en vurdering af et specifikt byggeri.

Det aktuelle projekt har under udførelsen været forankret i et eksisterende flerårigt samarbejde i Center for kemikalier i industriel produktion samt SBi (tidligere By og Byg). KEMI-centeret omfatter bl.a. entreprenørvirksomheden Skanska Danmark A/S, maling- og lakproducenten Akzo Nobel Deco, samt andre danske kemikalieleverandører/-brugere foruden GTS-institutterne Dansk Toksikologi Center (DTC) og DHI - Institut for Vand og Miljø (DHI). Et af formålene med centeret har været at udvikle metoder til vurdering og prioritering af anvendelsen af kemikalier i bl.a. byggeri og ved fremstilling af maling.

Projektet har især med hensyn til valg af metodik til vurdering af kemiske stoffer og produkter lænet sig op ad den metodeudvikling, der er sket i KEMI-centeret. Et af centerets hovedresultater er et databasebaseret værktøj til vurdering og prioritering af kemiske stoffer og produkter, herunder vurdering af indeklima og metoder til prioritering af stoffer og produkter, der anvendes på byggepladser. Det er teknisk muligt og metodemæssigt nærliggende at knytte dette værktøj til andre lignende værktøjer, f.eks. SBi’s LCA værktøj BEAT og byggebranchens kemikaliedatabase(Dansk Kemidatabase).

Projektets resultater har været diskuteret i en følgegruppe bestående af:

Lone Kielberg, Miljøstyrelsen
Klaus Hansen, SBi (tidligere By & Byg)
Jana Eger Schrøder, Kommunernes Landsforening (afbud)
René Bo Amini, Skanska Danmark A/S
Jesper Jørgensen, Skanska Danmark A/S
Jens Nørgård, Dansk Industri
Finn Oemig, Erik K. Jørgensen AS Rådgivende Ingeniører (EKJ)
Lena Höglund og Birgit Engelund, CETOX, Dansk Toksikologi Center (DTC)
Lise Møller, Jens Tørsløv (projektleder indtil 31. maj 2004) og Margrethe Winther-Nielsen (projektleder fra 1. juni 2004) CETOX, DHI - Institut for Vand og Miljø

Hørsholm, fredag, 26. januar 2007

Margrethe Winther-Nielsen, CETOX, DHI - Institut for Vand og Miljø

Sammenfatning og konklusioner

Indledning

Der arbejdes på flere fronter med at få overblik over og begrænse byggeriers miljøbelastning. I Danmark er der f.eks. udviklet et LCA-værktøj (BEAT) med fokus på forbruget af råstoffer og energikilder, der er etableret en mærkningsordning for indeklima, og byggebranchen har opbygget en kemikaliedatabase (Dansk Kemidatabase). I Nordisk Miljømærke regi er der udarbejdet et forslag til kriterier for enfamilieshuse, hvor der fokuseres på energi, materialevalg, miljø, indeklima og affald.

Dette projekt omfatter en kortlægning og vurdering af anvendelsen af udvalgte kemiske stoffer, kemiske produkter samt materialer i de forskellige faser i et byggeris livscyklus, dvs. opførelses-/renoveringsfasen, driftsfasen og nedrivningsfasen. Projektet indgår som et led i en række projekter, som Miljøstyrelsen igangsatte i 2002 med det formål at styrke indsatsen for et mindre miljøbelastende byggeri.

Byggebranchens forbrug af kemiske stoffer, produkter og materialer undergår hele tiden forandringer ligesom inden for andre brancher. Der udvikles nye produkter med bedre tekniske egenskaber, og uønskede farlige kemikalier substitueres. Mange af de problematiske stoffer, som tidligere blev anvendt i byggerier, f.eks. PCB, bly, cadmium og kviksølv, er i dag udfaset.

Formålet med dette projekt var at:

• få et overblik over det aktuelle forbrug af sundheds- og miljøbelastende kemiske stoffer i byggesektoren.
• udvikle et IT-værktøj til vurdering og prioritering af kemikalier i byggesektoren i forhold til deres sundheds- og miljøfarlige egenskaber.

Der blev gennemført en kvantitativ kortlægning af forbruget af kemiske stoffer/produkter og udvalgte byggematerialer i samarbejde med repræsentativt udvalgte Skanska byggepladser (cases). Kortlægningen omfattede registrering af prioriterede produkter og materialer fra de involverede entrepriser gennem hele byggeperioden, som strakte sig over 6-11 måneder i perioden april 2003 til marts 2004. Det ene byggeri (Plejecenter Grønnehaven) blev dog først færdiggjort efter afslutningen af projektets kortlægningsfase og opgørelsen blev som følge heraf delvist baseret på det forventede forbrug.

Kortlægningsundersøgelser

Den gennemførte kortlægning blev baseret på oplysninger fra følgende typer af byggerier:

• Erhvervsbyggeri (Sundby Krematorium på Amager)
• Følsomt byggeri (Plejecenter Grønnehaven, ældreboliger i Helsingør)
• Bolig, nybyggeri (Øresund Strandpark, 61 ejerlejligheder på Amager)

Erhvervsbyggeri adskiller sig fra boligbyggeri ved typisk at indeholde færre kvadratmeter køkken og toiletfaciliteter samt et større areal med store rum, som f.eks. lagerhal, mødelokaler, specialrum osv. Dette influerer på forbruget af materialer og produkter under byggeriets opførelse. Følsomt byggeri (f.eks. børnehaver, ældreboliger, m.m.) kan adskille sig fra almindeligt boligbyggeri ved særlige faciliteter, f.eks. elevatorer og specialkøkkener, samt ved et særligt fokus på valg af f.eks. indeklimavenlige produkter og materialer.

Resultat af kortlægningen

Der blev i alt registreret 79 forskellige kemiske produkter og 31 materialer. De kemiske produkter omfatter: lime og klæbere; fugemasser og udfyldninger; maling o.lign.; cement – puds og mørtel; smøremidler; skæreolier og slipmidler samt en række andre produkttyper deriblandt asfalt, brandskum og flaskegas. Materialerne omfatter: metaltage og –tagrender; tag- og murpap; afdæknings- og fugtspærrer; isoleringsmaterialer; vægbeklædning; plastrør; stålrør; indmurings- og stikdåser; linoleumsgulve og trykimprægneret træ (kapitel 2).

Oplysninger om indholdsstofferne for de kemiske produkter blev indsamlet fra de lovbefalede sikkerhedsdatablade og for materialernes vedkommende primært ved kontakt til leverandørerne, men også ved gennemgang af tidligere vurderinger af tilsvarende materialer. Forbrugsmængderne for de enkelte produkter og materialer samt oplysningerne om indholdsstoffer og deres klassificering efter farlighed er samlet i det IT-værktøj, BYG-IT (Access-database), som blev udviklet i forbindelse med projektet. Kortlægningen viser, at i de kemiske produkter optræder stofferne butanoxyim og diphenylmethandiiosocyanat, som begge er optaget på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (LOUS). I de registrerede materialer blev der identificeret 16 stoffer eller stofgrupper, som optræder på LOUS, deriblandt kobber, borsyre og PAH. Det skal dog bemærkes, at der for flere af disse stoffer ikke forelå sikker dokumentation for, at stofferne reelt fandtes i de specifikke, anvendte materialer. Der blev derudover registreret en række andre potentielt sundheds- og/eller miljømæssigt problematiske stoffer i enten de kemiske produkter eller i materialerne, f.eks. de allergifremkaldende stoffer 2-hydroxypropylmethacrylat, cobalttallat og dibenzoylperoxid samt fungicidet tebuconazol i imprægneret træ. Tebuconazol er mistænkt for at være carcinogent og er meget giftigt over for organismer i vandmiljøet.

Udvikling af IT-værktøj

Hensigten med projektets anden del – udvikling af et værktøj til vurdering og prioritering af kemikalier anvendt i byggeri – var at give bygherrer og entreprenører et enkelt værktøj, som kunne give et kvantitativt udtryk for et byggeris miljø-og sundhedsbelastning (kapitel 3). Værktøjet blev begrænset til at omfatte de tre af de i alt fem livscyklusfaser i et byggeri, dvs. opførelse/renovering (under opførelsen), drift (brug af byggeriet) og nedrivning. Endvidere omfatter sundhedsvurderingerne alene de faser, hvor de anvendte enkeltprodukter er sporbare, dvs. opførelses-/renoveringsfasen og driftsfasen. Nedrivningsfasen er således ikke medtaget i sundhedsvurderingen, da de enkelte stoffer og produkter her er vanskelige at spore, og da andre sundhedsgener, f.eks. støv, vurderes at være alvorligere end eksponeringen for kemikalier.

IT-værktøjets opbygning og anvendelsesområder

Prioriteringsmodellens fokusområder er skitseret i nedenstående figur.

For hver af byggeriets livcyklusfaser opgøres belastningen (eller risikoen 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

Modellens eksponeringsdel omfatter to metoder:

• En forenklet metode som alene er baseret på den forbrugte mængde af et stof/produkt samt dets anvendelse.
• En mere detaljeret metode, som er baseret på simple scenarier, som afspejler den sundheds- og miljømæssige eksponering i forskellige situationer, f.eks. i arbejdsmiljø, indeklima og spild til jord.

Den første metode kræver kun få data og kan bruges til en hurtig, grov screening af den potentielle eksponering for et produkt. I den anden og mere detaljerede metode skelnes der mellem stoffer, der frigives til omgivelserne, og stoffer der forbliver i byggematerialerne. Den sidste metode giver derfor en mere retvisende bedømmelse af eksponeringen.

I modellens sundhedsdel opgøres graden af eksponering som en relativ score, mens scoren for eksponering for et kemikalie i arbejdsmiljøet beregnes som et produkt af følgende faktorer:

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

For indeklima beregnes scoren for eksponering ud fra score for forbrug og byggeritype:

Score for indeklimaeksponering = Score for forbrug × score for byggeritype

Modellens sundhedsdel giver mulighed for at kunne rangordne produkterne inden for en produktgruppe, men ikke for estimering af eksponeringskoncentrationer. Dette kræver meget omfattende beregningsværktøjer og betydeligt flere data end dem, der typisk optræder på de lovpligtige datablade.

I modsætning til sundhedsdelen giver eksponeringsmodellen for miljødelen (den detaljerede metode) mulighed for at estimere stofkoncentrationer i forskellige dele af miljøet, dvs. jord, vand, luft og affald for hver af de tre livscyklusfaser. Endvidere giver modellen mulighed for at angive om et kemikalie frigives via kloak eller direkte til en vandig recipient. Hvis kemikaliet afledes via kloak, vurderes stoffjernelsen i renseanlægget. I den forenklede metode, som er baseret på et spinkelt datagrundlag, antages det dog, at hele forbrugsmængden af et kemikalie frigives til overfladevand.

Prioriteringsmodellens vurdering af de kemiske stoffers og produkters farlighed er baseret på en metode, der er udviklet i et samarbejde mellem DHI og DTC i Center for kemikalier i industriel produktion. Metoden opererer med en score for miljøfarlighed og en score for sundhedsfarlighed, som ofte deles yderligere 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.

Kemikalieforbruget i et byggeri vil bl.a. være afhængig af byggeriets størrelse (m² bygget areal, grundareal etc.) og af typen af byggeri (erhverv, beboelse, følsomt byggeri osv.). I prioriteringsværktøjet er der indlagt en række normaliseringsfaktorer, som kan anvendes. I de beregninger, der er udført for de tre case-byggerier, er belastningen opgjort pr. m² gulvareal.

Prioriteringsmodellen er lagt ind i den udviklede BYG-IT database, som også indeholder dataene for projektets kortlægningsdel. Værktøjet kan hentes på Miljøstyrelsens hjemmeside (www.mst.dk). Det er muligt for brugerne af BYG-IT at oprette nye byggerier, kemikalier m.v. Værktøjets opbygning samt hvordan det anvendes er beskrevet i rapportens bilagsdel (bilag L).

Resultater fra afprøvning af IT-værktøj

Prioriteringsmodellens anvendelse er illustreret ved en detaljeret gennemgang af vurderingen af et vandtætningsmiddel, som blev anvendt ved opførelsen af Plejecenter Grønnehaven (kapitel 4). Processen begynder med registrering af forbrugsmængder samt produktdata fra sikkerhedsdatabladet. Derefter følger beregning af sundheds- og miljøbelastningen som illustreret i nedenstående figur, der viser de overordnede principper i modellens trin.

Der blev foretaget en udregning af de potentielle sundhedspåvirkninger for de i alt 76 registrerede byggeprodukter fordelt på 21 produkttyper ved anvendelse af prioriteringsmodellen. Resultaterne er angivet som sundhedsbelastningen ved hudkontakt for arbejdsmiljø, indånding for arbejdsmiljø og indeklima i brugsfasen. Ved brug af modellen blev det f.eks. fundet, at for byggeriet på Sundby Krematorium forventedes det at være et PUR-fugemasseprodukt, der havde givet det relativt største bidrag til sundhedspåvirkningen via indånding. Dette og de andre resultater fra sundhedsvurderingen er dog ikke helt reelle, da den benyttede metode primært er anvendelig til sammenligning af produkter, der har den samme tekniske funktion.

Sundhedsprioriteringsmodellen kan uden brug af mange ressourcer anvendes til at sortere de mest sundhedsbelastende produkter fra ved sammenligning af flere produkter inden for samme kategori. Modellen kan imidlertid ikke anvendes til kvantitativ sammenligning af produkter fra forskellige produktkategorier, og heller ikke til sammenligning af påvirkninger ved hudkontakt med påvirkninger, der skyldes indånding.

Miljødelen af prioriteringsmodellen er anvendt til beregning af miljøbelastningen for kemikalier og produkter på to niveauer:

1. Stofniveau, hvor der tages højde for det enkelte stofs farlighed, emission og omfordeling i miljøet.
2. Produktniveau, som baseres på det samlede produkts farlighed, emission og omfordeling i miljøet. Denne metode kan anvendes, når der ikke foreligger detaljerede oplysninger om produktets sammensætning.

Endvidere er eksponeringen både beregnet med den simple screeningsmodel for eksponering (stof-/produktforbrug) samt den mere detaljerede model, som er baseret på simple scenarier for stoffernes/produkternes anvendelsesområder.

Resultaterne fra beregningerne af miljøbelastningen for de tre casebyggerier tyder på, at den simple eksponeringsmodel i visse tilfælde ikke giver et helt retvisende billede. For Plejecenter Grønnehaven viste beregninger udført med de to beregningsmodeller f.eks. forskellige prioriteringsrækkefølger (dvs. graden af potentiel miljøbelastning) for de samme produkter, mens prioriteringsrækkefølgen for Sundby Krematorium var uafhængig af den anvendte beregningsmodel.

For de tre aktuelle casebyggerier blev det fundet, at opførelses- og brugsfasen bidrog i samme størrelsesorden til den samlede miljøbelastning, mens nedrivningsfasen kun bidrog ganske lidt. Det er her forudsat, at kemikaliernes og byggeriets levetid er identiske, hvilket ikke vil være tilfældet for alle kemikalier. Endvidere blev asfalt, vandtætning og materialet zinktagrender fundet at være blandt de produkttyper, som bidrog væsentligst til miljøbelastningen.

Anbefalinger

Det anbefales, at sundheds- og miljøbelastningsmodellen anvendes som prioriteringsværktøj i forbindelse med planlægning af nybyggeri og renovering af eksisterende byggeri (kapitel 5). Desuden anbefales det, at det udviklede IT-værktøj anvendes til dokumentation af de krav, der stilles til kemiske byggeprodukter i forbindelse med det nye Svanemærke for standard-/typehuse.

Endelig anbefales det, at værktøjet videreudvikles til at omfatte samtlige fem livscyklusfaser af et byggeri, samt at det sammenkobles med andre eksisterende værktøjer inden for byggebranchen, f.eks. SBi’s LCA-værktøj BEAT og byggebranchens kemikalidatabase Dansk Kemidatabase.

Summary and conclusions

Introduction

In various ways, initiatives are made to get a general idea of and limit the environmental impact of building activities. In Denmark, e.g. a LCA tool (BEAT) has been developed focussing on the consumption of raw materials and energy sources, a labelling system has been established regarding indoor climate and the building industry has built a chemicals database (Dansk Kemidatabase). Within the framework of the Nordic Ecolabel, draft criteria for single-family houses have been prepared focussing on energy, selection of materials, environment, indoor climate and waste.

This study comprises a survey and an assessment of the use of selected chemical substances, chemical products and materials in the different phases of the life cycle of a building, i.e. the construction/renovation phase, the operational phase and the demolition phase. The study is one of several projects initiated by the Danish EPA in 2002 with the purpose of strengthening the efforts in pursuit of less environmentally hazardous building activities.

As in other industries, the consumption of chemical substances, products and materials constantly changes within the building industry. New products with better technical properties are developed and undesirable hazardous chemicals are substituted. Many of the problematic substances previously used in building activities, e.g. PCB, lead, cadmium and mercury have been phased out today.

The objectives of this study were

• To establish an overview of the actual consumption within the building industry of chemical substances hazardous to health and the environment
• To develop an IT tool for assessment and prioritisation of chemicals used in the building industry with respect to their environmentally and health hazardous properties.

The consumption of chemical substances/products and selected building materials was mapped out quantitatively in cooperation with selected typical Skanska building sites (cases). The survey included registration of prioritised products and materials for the involved building sites throughout the entire construction time stretching over 6-11 months from April 2003 to March 2004. One of the building activities (Care Centre Grønnehaven) was, however, not finalized until after the termination of the mapping phase of this study and, consequently, the survey was partly based on the expected consumption.

Mapping surveys

The accomplished survey was based on information from the following types of building activities:

• Industrial/commercial buildings (Sundby Crematorium on Amager)
• Sensitive buildings (Care Centre Grønnehaven, old people’s housing in Elsinore)
• Housing, new-built (Øresund Strandpark [the Sound Marina Park], 61 owner-occupied flats on Amager)

Industrial/commercial buildings differ from house buildings in that they typically contain less square metres of kitchen and toilet facilities and a larger area with large rooms, e.g. store rooms, meeting rooms, special-purpose rooms, etc. These differences have an influence on the consumption of materials and products during the construction of the building. Sensitive buildings (e.g. kindergartens, old people’s housing, a.o.) may differ from ordinary house buildings in that they have special facilities, e.g. lifts and special-purpose kitchens and in that the selection of e.g. products and materials not harmful to the indoor climate is brought into focus.

Results of the survey

A total of 79 different chemical products and 31 materials were registered. The chemical products include: glues and adhesives; joint fillers; paints and the like; concrete - plaster and mortar; lubricants; cutting oil and slip agents together with a number of other product types including asphalt, foam and bottled gas. The materials comprise: metal roofs and metal gutters; roofing felt and building paper; covering materials and vapour barriers; insulating materials; wall lining; plastic pipes; steel pipes; built-in boxes and electric outlets; linoleum floors and pressure-creosoted wood (Chapter 2).

Information on the ingredients of the chemical products was gathered from their mandatory safety data sheets and as for the materials primarily by contacting the suppliers but also by examining existing assessments of similar materials. The amounts consumed of the individual products and materials together with information on the ingredients and their classification according to hazard are accumulated in the IT tool, BYG-IT (an Access database), which was developed within the framework of this project. The survey showed that, in the chemical products, the substances butane oxyime and diphenyl methane diiosocyanate were found. Both substances are entered on the Danish EPA list of undesirable substances (LOUS). In the registered materials, 16 substances or groups of substances occurring on the LOUS were identified, including copper, boric acid and PAHs. It should, however, be noted that, for more of these substances, no certain documentation was available, proving that the substances were actually present in the specific materials used. Furthermore, a number of other potentially health and/or environmentally problematic substances were registered in either the chemical products or in the materials, e.g. the allergenic substances 2-hydroxy propyl methacrylate, cobalt thallate and dibenoyl peroxide and the fungicide tebuconazole in pressure-treated wood. Tebuconazole is under suspicion of being carcinogenic and is very toxic to aquatic organisms.

Development of IT tool

The aim of the second part of the project - the development of an IT tool for assessment and prioritisation of chemicals used in the building industry - was to equip the builders and contractors with a simple tool giving a quantitative measure of the health and environmental impact of a building activity (Chapter 3). The tool was limited to include three of the five life-cycle phases of a building, i.e. construction/renovation (being built), operation (use of the building) and demolition. Furthermore, the health assessments only comprise the phases in which the individual products used are detectable, i.e. the construction/renovation phase and the operational phase. The demolition phase is thus not included in the health assessment as the individual substances and products are hard to trace in this phase and as other health nuisances, dust for instance, are considered more serious than exposure to chemicals.

Structure and fields of application of the IT-tool

The focus areas of the prioritisation model are outlined in the figure below.

For each of the life-cycle phases of the building, the impact (or risk of health or environmental effects) is estimated as a product of the exposure of humans (health) and the environment and the hazard of the individual chemicals/substances:

Impact (risk) = Exposure × hazard

The exposure part of the model comprises two methods:

• A simplified method based solely on the consumed amount of substance/product and on its application.
• A more detailed method based on simple scenarios reflecting the health and environmental exposure in various situations, e.g. in working environment, indoor climate and spillage to soil.

The first method requires only few data and may be used for a quick rough screening of the potential exposure to a product. The other more detailed method distinguishes substances released to the environment from substances remaining in the building materials. The latter method thus gives a more true evaluation of the exposure.

In the health part of the model, the extent of the exposure is given as a relative score while the score for exposure to a chemical in the working environment is calculated as a product of the following factors:

Score for exposure in the working environment = Score for consumption × score for application

For indoor climate, the score for exposure is calculated on the basis of the score for consumption and type of building:

Score for indoor climate exposure = Score for consumption × score for type of building

The health part of the model makes it possible to rank the products within a product group but not to estimate exposure concentrations. Such estimations require very extensive calculation tools and considerably more data than those typically appearing from the mandatory safety data sheets.

Contrary to the health part, the exposure model for the environmental part (the detailed method) makes it possible to estimate concentrations of substances in various parts of the environment, i.e. soil, water, air and waste for each of the three life-cycle phases. Furthermore, the model makes it possible to state whether a chemical is released via sewer or directly to an aqueous recipient. If the chemical is discharged via sewer, the elimination of substance in the wastewater treatment plant is assessed. In the simplified method based on a slender data basis, the whole amount consumed of a chemical is considered to be released to surface water.

The prioritisation model assessment of the hazard of the chemical substances and products is based on a method developed in collaboration between DHI and DTC in Centre for Chemicals in Industrial Production (KEMI). The method operates with a score for environmental hazard and a score for health hazard, which is often further grouped into two scores: a score for inhalation and a score for contact with skin. The environmental and health hazards are assessed on a scale from 1 to 5, of which 5 is most hazardous.

The chemicals consumption of a building activity will among other things depend on the size of the building (m² of built area, ground area etc.) and on the type of building (industrial/commercial, habitation, sensitive etc.). A number of applicable normalisation factors are incorporated in the prioritisation tool. In the calculations made for the three building site cases, the impact is estimated per m² floorage.

The prioritisation model is incorporated in the BYT-IT database developed, which also includes the data on the survey part of this study. The tool may be downloaded from the Danish EPA web site (www.mst.dk). The BYG-IT users may enter new buildings, chemicals etc. Appendix L of this report gives a description of the tool structure and user directions.

Results from use of the IT tool

The use of the prioritisation model is illustrated through a thorough review of the assessment of a waterproofing used during the building of Care Centre Grønnehaven (Chapter 4). The process starts with registration of amounts used and product data from the safety data sheet followed by a calculation of its impact on health and the environment as illustrated in the figure below, which shows the general principles of the steps of the model.

The potential health effects were calculated for all 76 registered building products, which were grouped into 21 products types by use of the prioritisation model. The results are given as the health impact in case of contact with skin for the working environment, inhalation for the working environment and indoor climate in the operational phase. For the Sundby Crematorium building, the model showed that a PUR sealant product was expected to be the relatively largest contributor to the health impact via inhalation. This and other results of the health assessment are, however, not altogether reliable as the model used primarily is applicable for comparison of products with the same technical function.

With only few resources, the health prioritisation model may be used for eliminating the most health hazardous products by comparing more products within the same category. The model cannot, however, be used for quantitative comparison of products from different product categories or for comparison of impact caused by contact with skin to impact caused by inhalation.

The environmental part of the prioritisation model is used for calculating the environmental impact of chemicals and products at two levels:

1. Substance level taking into account the hazard, emission and redistribution in the environment of the individual substances
2. Product level based on the hazard, emission and redistribution in the environment of the whole product. This method is applicable when no detailed information is available on the composition of the product

Furthermore, the exposure is calculated both with the simple screening model for exposure (consumption of substance/product) and with the more detailed model based on simple scenarios for the application areas of the substances/products.

The results of the calculations of the environmental impact for the three building site cases indicate that, in some cases, the simple exposure model does not give a quite true picture. For the Care Centre Grønnehaven, the two calculations models resulted in e.g. different prioritisation orders (i.e. extent of potential environmental impact) for the same products while, for the Sundby Crematorium, the prioritisation order was unaffected by the calculation model used.

The current three building site cases showed that while the demolition phase only contributed a little to the total environmental impact, the construction and operational phases contributed with the same order of magnitude. It was assumed that the lifetimes of the chemicals and the building are identical, which will not always be the case for all chemicals. Furthermore, the three site cases showed that asphalt, waterproofing and the material zinc gutters were some of the product types contributing most to the environmental impact.

Recommendations

It is recommended that the health and environmental impact model is used as a prioritisation tool in the planning process of new buildings and renovation of existing buildings (Chapter 5). Furthermore, it is recommended that the developed IT tool is used for documenting the requirements made to the chemical building products in relation to the new Swan eco-label for standard single-family houses.

Furthermore, it is recommended that the tool is further developed to include all five life-cycle phases of a building and that it is linked to other existing tools within the building industry, e.g. the Danish Building Research Institute, SBi’s LCA tool BEAT and the building industry’s chemicals database Dansk Kemidatabase.

1 Indledning

• 1.1 Andre relevante projekter
• 1.2 Afgrænsninger og definitioner

Miljøstyrelsen igangsatte i 2002 en række projekter med det generelle formål at styrke indsatsen for et mindre miljøbelastende byggeri.

• Miljøindikatorer for bygninger
• Miljøkrav i lovgivningen
• Sundhedsmæssig vurdering af PCB-holdige byggevarer
• Kortlægning af forbruget af udvalgte sundheds- og miljøbelastende stoffer
• Kortlægning af forurening i bygge- og anlægsaffald
• Genanvendelse af bygge- og anlægsaffald
• Produktområdeprojekt vedrørende betonprodukter

Fire af de ovennævnte projekter er beslægtede, idet de er rettet mod at tilvejebringe et vidensgrundlag for udvikling af byggeri med mindre påvirkning af sundhed og miljø: det aktuelle projekt Kortlægning af sundheds- og miljøbelastende stoffer, Miljøindikatorer for byggeri, Miljøkrav i lovgivningen samt Produktområdeprojekt vedrørende betonprodukter. Der er i forløbene af disse projekter sket en koordinering især mellem indikatorprojektet og kortlægningsprojektet, hvor der er personsammenfald i projekt- og følgegrupperne. Desuden har der været arrangeret et koordineringsmøde af sekretariatet.

Miljøindikatorprojektet sigter mod at udvikle index, der sammenfatter væsentlige miljøparametre for byggeri med henblik på anvendelse ved projektering og vurdering af byggeri og byggematerialer. Formålene er:

• at opstille et forslag til miljøindikatorer for bygninger til støtte for miljøvurdering af bygninger og for kortlægning og prioritering af miljøindsatsen i byggeriet
• at udvikle metoder, værktøjer og referencedata, som muliggør den praktiske anvendelse af de enkelte indikatorer
• at foreslå principper for et benchmarking-system, hvor miljøindsatsen kan vurderes
• at give et bud på, hvordan benchmarking-systemet kan etableres og institutionaliseres med henblik på at sikre en løbende opdatering af data

Det er hensigten af de principper for vurdering af kemiske stoffer, som er udviklet i det aktuelle projekt, skal kunne indgå som et element i en indikator for bygninger.

Der har i forbindelse med koordineringen af de ovennævnte relaterede projekter været enighed om, at datatilgængelighed specielt hvad angår kemiske stoffer og produkter, er begrænset, og at de systemer, der udvikles, skal baseres på eksisterende og lettilgængelig information, f.eks. sikkerhedsdatablade.

Projekterne vedrørende PCB og bygge- og anlægsaffald fokuserer på miljøproblemer, der er forbundet med affald i forbindelse med renovering og nedrivning af eksisterende bygninger. Problemerne hvad angår sundheds- og miljøbelastende stoffer ved eksisterende byggeri er væsentligt forskellige fra nybyggeri i dag, hvor mange af de problematiske stoffer er udfaset. Det gælder f.eks. anvendelsen af PCB, bly, cadmium og kviksølv.

1.1 Andre relevante projekter

SBi (tidligere By og Byg) har gennem en årrække udviklet et databasebaseret værktøj, BEAT (Building Environmental Assessment Tool) til vurdering af byggeriers miljøbelastning. Værktøjets formål er at give materialeproducenter, ingeniører og arkitekter en metode til at opgøre de miljøvirkninger, der knytter sig til produkter, tekniske løsninger eller hele bygninger. Det er hensigten, at værktøjet skal anvendes til at styrke anvendelse af mindre sundheds- og miljøbelastende alternativer i bygninger allerede i udviklings- og projekteringsfasen.

BEAT kan anvendes til vurdering af bygningsdele og hele bygninger og er baseret på en database med LCA-profiler for byggematerialer. BEAT er i sin nuværende form primært relateret til energiforbrug og indeholder ikke oplysninger om de kemikalier, der anvendes i forbindelse med opførelse af bygninger. Det er derfor en oplagt mulighed at styrke BEAT på dette felt gennem indarbejdelse af de metoder, som det aktuelle kortlægningsprojekt foreslår.

Indeklima er en centralt placeret problemstilling ved vurdering af bygninger som byggebranchen og producenter af f.eks. maling og fugemasser er meget opmærksom på. SBi har gennem en årrække arbejdet med at vurdere og etablere metoder vedrørende indeklima, herunder en mærkningsordning for indeklima (se www.sbi.dk under indeklima). I det aktuelle projekt indgår en vurdering af de anvendte kemikalieprodukters indvirkning på indeklimaet. Modellen er udarbejdet af DTC og er af hensyn til anvendelse af ikke-eksperter og på et reduceret datamateriale betydeligt simplificeret i forhold til en metode udviklet i samarbejde mellem Akzo Nobel Deco, Skanska Danmark A/S, CETOX (DTC og DHI) i KEMI-centeret.

Projektgruppen har haft kontakt til de svenske aktører inden for vurdering af byggematerialer og bygninger. Der er i Sverige etableret et system til byggevaredeklaration af Byggsektorns Kretsloppsråd, som i dag omfatter mellem 2.000 og 4.000 produkter. Systemet er baseret på producentens egenklassificering af produktet og anvendes til at informere kunden om kvaliteten ved det pågældende produkt, herunder dets LCA-profil og indhold af farlige stoffer. Der gives dog ikke en samlet vurdering af de sundheds- og miljømæssige forhold, der knytter sig til anvendelsen. Kemikalieinspektionen i Sverige har foretaget en evaluering af systemet (Kogg & Thidell 2003), som konkluderer, at det primært er oplysningerne om indhold af farlige stoffer som anvendes til vurdering af kvaliteten af byggematerialer og i mindre grad LCA-data, som af brugeren opfattes som svære at fortolke.

Der eksisterer forskellige andre miljøvurderingssystemer for byggematerialer på det svenske marked, deriblandt MilaB, Miljøbedømning av Byggvaror (www.milab.nu) og BASTA (BASTA 2003). MilaB indeholdt ca. 1.300 vurderede byggeprodukter i efteråret 2003 og har som slutmål 8.000-10.000 vurderede byggeprodukter. Arbejdet i BASTA-projektet, der blev påbegyndt i 2002, udføres parallelt med arbejdet i Byggsektorns Kretsloppsråd og i vidt omfang af de samme personer. Kriterierne i BASTA er tilpasset, så de i princippet følger de samme kriterier, som diskutteres i relation til EU’s nye kemikalielovgivning (REACH) (Avgifta Byggandet 2003). I modsætning til MilaB tager BASTA imidlertid ikke hensyn til hele produktets livscyklus.

I nordiske miljømærke (Svanemærket) regi er der udarbejdet et forslag til kriterier for enfamilieshuse. De foreløbige kriterier er baseret på en række obligatoriske krav kombineret med en pointgivning af andre forhold. Der fokuseres på energi, materialevalg, miljø, indeklima og affald. Med hensyn til krav til kemiske stoffer opereres der med en liste over forbudte stoffer, primært velkendte, prioriterede stoffer, som må forventes at være udfaset, samt en afviklingsliste over stoffer, som skal angives, hvis de indgår i byggeriet. Kriterierne er ikke færdigudviklet.

1.2 Afgrænsninger og definitioner

Det aktuelle projekt omfatter en kortlægning og vurdering af anvendelsen af kemiske stoffer og produkter i forbindelse med opførelses-, drift-/vedligeholdelses- og nedrivningsfasen af en bygnings livscyklus. Der er ikke tale om en livscyklusvurdering af bygninger eller de stoffer og kemiske produkter, som er anvendt. F.eks. er de potentielle belastninger, der forekommer ved fremstilling af kemikalierne eller ved fremstilling af byggematerialer som f.eks. cement eller vinduer, ikke medregnet. Der har derimod været fokuseet på at opstille praktisk anvendelige kriterier for rangordning af kemiske stoffer og produkters farlighed specifikt i relation til anvendelsen i bygninger.

Kemiske enkeltstoffer indgår dels i produkter, der anvendes ved opførelse af byggeri, f.eks. maling, fugemasser o.lign., eller er indeholdt i byggevarer og materialer, f.eks. som blødgørere i plastprodukter. I det aktuelle projekt betegnes enkeltstoffer kemiske stoffer eller blot stoffer, mens kemiske produkter er en handelsvare, som er underlagt lovgivningen om kemiske stoffer og produkter, og som oftest består af en blanding af stoffer. Materialer er f.eks. tagbelægninger eller elartikler, der kan indeholde kemiske stoffer som blødgørere, metaller eller bitumen.

2 Kortlægning af kemiske produkter og materialer i udvalgte byggerier

• 2.1 Metode
  • 2.1.1 Indledende kortlægning og prioritering af stoffer
  • 2.1.2 Kvantitativ kortlægning
• 2.2 Udvælgelse af byggerier
  • 2.2.1 Erhvervsbyggeri, Sundby Krematorium
  • 2.2.2 Følsomt byggeri, Plejecenter Grønnehaven
  • 2.2.3 Bolig, nybyggeri, Øresund Strandpark, Amager
  • 2.2.4 Bolig, renovering, Niels Ebbesensvej 15, Frederiksberg
  • 2.2.5 Bolig, renovering, Ægirsgade 7, København N
• 2.3 Registreringsskemaer
• 2.4 Resultat af kortlægningen
  • 2.4.1 Kemiske stoffer og produkter
  • 2.4.2 Materialer

Gennem kortlægningen af forbruget af produkter og materialer blev der skabt et overblik over indholdet af væsentlige sundheds- og miljøbelastende kemiske stoffer i byggesektoren, der danner grundlag for de efterfølgende vurderinger.

2.1 Metode

De kemiske stoffer i produkter og materialer, der er blevet prioriteret i dette projekt, blev udvalgt gennem en indledende kortlægning og udvælgelse af produkttyper, der vurderes at dække hovedparten af den sundheds- og miljømæssige belastning set i et livscyclusperspektiv.

2.1.1 Indledende kortlægning og prioritering af stoffer

Som led i den indledende kortlægning blev sikkerhedsdatablade, litteratur og projektrapporter om kemiske stoffer i byggevarer gennemgået. På den baggrund blev relevante typer af produkter og materialer prioriteret, eksempelvis produkttyper som primer, lim, fugemasse, vandtætning, osv. og materialer som elinstallationer, PVC-plastprodukter samt tag- og gulvmaterialer osv., som det fremgår af listen i bilag A.

2.1.2 Kvantitativ kortlægning

Den kvantitative kortlægning blev gennemført i samarbejde med fem repræsentativt udvalgte Skanska byggepladser (cases) og indledt med introduktionsmøder på byggepladserne og udlevering af informationsskrivelse samt registreringsskemaer (bilag A og B). Den kvantitative kortlægning omfattede registrering af de prioriterede produkter og materialer fra de involverede entrepriser gennem hele byggeperioden. Byggeperioden for alle cases strakte sig over 6-11 måneder med opstart i april – august 2003 og afslutning i december 2003 – marts 2004, dog med undtagelse af Plejecenter Grønnehaven i Helsingør, der først blev færdiggjort efter afslutningen af projektets kortlægningsdel. Registrering af forbruget på byggeriet Plejecenter Grønnehaven er som følge heraf delvist baseret på det forventede forbrug af produkter og materialer, som er angivet i tilbudene på entrepriserne.

Projektet har omfattet registreringer af selve opførelsen af byggeriet med evt. installationer i kælder mm. Fokusområdet blev afgrænset til selve byggeriet, og projektet har således ikke omfattet ledningsføringer (ved byggemodning) med kloak, el, vand mm. og disses tilkobling i jorden på den resterende del af grunden mod skel.

Følgende entrepriser har bidraget til projektet under et eller flere af byggerierne:

• jord-, beton- og kloakentreprise
• beton og montage
• pæleramning
• tømrerentreprise
• VVS og ventilation
• smed
• snedker
• elinstallationer
• elevator
• gulvbelægning
• malerentreprise
• blikkenslager
• tagdækning

De resulterende forbrugsopgørelser af de registrerede materialer og produkter er indtastet i databasen og danner grundlag for de nævnte beregninger af sundheds- og miljøbelastning.

2.2 Udvælgelse af byggerier

For at dække et så repræsentativt udsnit som muligt af de kemiske stoffer, der indgår i byggesektoren, blev der udvalgt fem cases, der dækker vidt forskellige typer af byggerier, dvs.:

• erhvervsbyggeri (Sundby Krematorium, Amager)
• følsomt byggeri (Plejecenter Grønnehaven, ældreboliger i Helsingør)
• bolig, nybyggeri (Øresund Strandpark, 61 ejerlejl., Amager)
• bolig, renovering (Niels Ebbesens Vej, 1 opgang, Frederiksberg C)
• bolig, renovering (Ægirsgade, 2 opgange, København N)

Erhvervsbyggeri adskiller sig fra boligbyggeri ved typisk at indeholde færre kvadratmeter køkken og toiletfaciliteter samt et større areal store rum, som eksempelvis lagerhal, mødelokaler, specialrum osv., der influerer på forbruget af materialer og produkter under byggeriets opførelse. Følsomt byggeri (f.eks. børnehaver, ældreboliger, mm.) kan adskille sig fra almindeligt boligbyggeri ved særlige faciliteter, f.eks. elevatorer og specialkøkkener, samt ved et særligt fokus på valg af f.eks. indeklimavenlige produkter og materialer.

Alle byggerier er opført i hovedentreprise med Skanska Danmark A/S og er nærmere beskrevet nedenfor.

2.2.1 Erhvervsbyggeri, Sundby Krematorium

Sundby Krematorium blev opført i forbindelse med Filips Kirkes kapel i Sundby på Amager i perioden april til december 2003. Hovedentreprisen omfattede ”alt” undtagen ovnene til krematoriet. Krematoriet er på 1.000 m² inkl. kælderetage, hvor de to krematorieovne blev installeret. Foruden specialrum med krematorieovne og modtagelse indeholder byggeriet toiletter og køkken.

2.2.2 Følsomt byggeri, Plejecenter Grønnehaven

Plejecenter Grønnehaven i Helsingør består af et kombineret pleje- og aktivitetscenter med 127 boliger for ældre, demensramte og fysisk handicappede. Plejecentret blev opført på en 21.000 m² stor grund, der ligger i den nordlige del af Helsingør med udsigt over Kattegat i perioden mellem april 2003 og oktober 2004. De 127 ældreboliger blev opført som rækkehuse i henholdsvis et og to plan, mens det ca. 1.450 m² store aktivitetscenter rummer ca. 5.530 etage m² fordelt på kælder, stue samt 1. sal.

Da byggeriet ikke stod færdigt ved afslutningen af kortlægningsdelen, er forbruget af materialer og produkter opgjort for pæleramning, mens opgørelserne for de øvrige entrepriser er skønnede forbrug baseret på entreprisernes tilbud.

2.2.3 Bolig, nybyggeri, Øresund Strandpark, Amager

Øresund Strandpark er beliggende i den nordøstlige del af Amager og er anlagt som en åben kileformet parkbebyggelse, hvor boligerne er forskudt i forhold til hinanden og med udsigt over Øresund. Bebyggelsen består af 5-6 etagers boligblokke med lejligheder i varierende størrelser mellem 72 og 141 m². De 61 boliger i første etape blev påbegyndt i november 2002 og stod færdige ultimo 2003, hvor de første flyttede ind i november 2003. De resterende 489 boliger opføres over de kommende 4-5 år. Første etape med opførelsen af to boligblokke med i alt 61 lejligheder har bidraget til projektet. De to boligblokke består af tilsammen ca. 7.000 etage m² fordelt på et grundareal på hver 720 m².

2.2.4 Bolig, renovering, Niels Ebbesensvej 15, Frederiksberg

Boligrenovering af lejligheder med en opgang på Niels Ebbesensvej 15, der er beliggende i et sammenbygget etagebyggeri på Frederiksberg med 5 etager. Renoveringen blev påbegyndt i maj 2003 og afsluttet i januar 2004. Oplysninger om forbruget af materialer og produkter er kun modtaget for murer- og tømrerentrepriserne, og opgørelserne blev derfor ikke medtaget i projektet.

2.2.5 Bolig, renovering, Ægirsgade 7, København N

Boligrenovering af lejligheder med to opgange på Ægirsgade 7, der er beliggende i et sammenbygget etagebyggeri i København med 5 etager. Renoveringen blev påbegyndt i august 2003 og afsluttet i februar 2004. Oplysninger om forbruget af materialer og produkter blev ikke modtaget, og renoveringen på Ægirsgade blev derfor ikke medtaget i projektet.

2.3 Registreringsskemaer

Byggepladserne har som led i den kvantitative kortlægning udfyldt registreringsskemaer til opgørelse af forbruget af materialer og produkter under de aktuelle entrepriser. De udfyldte registreringer blev samlet i projektets database. Forbrugsopgørelserne fordelt på cases fremgår af bilag K. Registreringerne omfatter oplysninger om entreprisen, hvor det enkelte produkt/materiale har været anvendt, byggeperioden (f.eks. uge 24-32), bygningsdelen (f.eks. køkken og bad), forbruget og eventuel restmængde/affald. Et eksempel på et registreringsskema findes i bilag B.

2.4 Resultat af kortlægningen

2.4.1 Kemiske stoffer og produkter

2.4.1.1 Produktkategorier og produkttyper

Der er registreret i alt 79 forskellige produkter. Flere af produkterne anvendes på mere end én byggeplads, hvorfor nogle produkter er registreret flere gange. Der er foretaget i alt 110 registreringer.

Produkterne kan opdeles i produktkategorier som anført i tabel 2.1, hvoraf også fordelingen af registreringer fremgår.

Tabel 2.1 Antal registreringer under de forskellige produktkategorier

Fordelingen på de forskellige produkttyper inden for hver produktkategori fremgår af nedenstående tabel 2.2.

2.4.1.1 Indholdsstoffer i kemiske produkter

Der er registreret i alt 53 forskellige indholdsstoffer, som er anført i tabel 2.3, sammen med klassificeringen og forekomsten, det det vil sige, hvor mange produkter, stoffet forekommer. Nogle af stofferne er angivet med specifikt navn, mens andre er angivet ved en funktionsbetegnelse (f.eks konserveringsmiddel). Kulbrintedestillater med samme kemiske betegnelse kan have forskellig klasificering afhængigt af deres oprindelse og raffinering. Dette gælder f.eks. nafta (råolie), hydroafsvovlet, tung, der forekommer med 3 forskellige klassificeringer i tabel 2.3. I sådanne tilfælde regnes det for forskellige stoffer. Oplysningerne om indholdsstofferne stammer fra produkternes sikkerhedsdatablade, og indholdsstofferne i de enkelte produkter kan ses i bilag D.

Det stof med den absolut største forekomst er Portlandcement, idet det forekommer i 8 produkter, herefter kommer mineralolie. Portlandcement indgår i en række byggeprodukter som cement, beton og cementbaserede udfyldnings- og klæbemidler, mens mineralolie anvendes i smøre- og slipmidler.

Stofferne dimethylether, diphenylmethandiisocyanat, propan og vinylacetatpolymer indgår i hver 3 produkter. Dimethylether og propan anvendes som drivmiddel i aerosolprodukter, mens diphenylmethandiisocyanat indgår i PUR fugemasser. Polyvinylacetatpolymer anvendes som bindemiddel i lime og udfyldningsmidler.

Blandt de indholdsstoffer, som er sundhedsmæssigt betænkelige, er stoffer, der har langtidseffekter, dvs. har carcinogene, reproduktionstoksiske, mutagene og/eller allergifremkaldende eller hormonforstyrrende effekter.

Tabel 2.2 Fordeling på produkttyper inden for hver produktkategori

I tabel 2.3 er det desuden angivet, om stoffet er optaget på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2004). Listen over uønskede stoffer (LOUS) er en signalliste, der skal vejlede producenter, produktudviklere, indkøbere og andre aktører om kemikalier, hvis anvendelse bør begrænses eller stoppes. Stofferne på listen er udvalgt efter de principper og kriterier, der indgår i prioriteringen af de særligt farlige stoffer under godkendelsesordningen i EU’s kommende kemikalielovgivning (REACH) samt i regeringens bæredygtighedsstrategi.

Tabel 2.3 Registrerede indholdsstoffer i kemiske produkter

* Listen over uønskede stoffer

Blandt de potentielt sundhedsmæssigt problematiske indholdsstoffer kan nævnes butanonoxim og bitumen i opløsningsmiddel, som er mistænkt for at kunne fremkalde kræft. Butanonoxim er desuden allergifremkaldende ved hudkontakt. Øvrige allergifremkaldende stoffer er: 2-hydroxypropylmethacrylat, cobalttallat, dibenzoylperoxid og diphenylmethandiisocyanat, som alle er stoffer, der kan give overfølsomhed ved hudkontakt. Diphenylmethandiisocyanat kan desuden give overfølsomhed ved indånding, men da det er et tungtflygtigt stof, er den potentielle risiko ikke stor, sålænge der arbejdes ved normale temperaturer, og produktet, som stoffet forekommer i, ikke påføres ved sprøjtning.

Stofferne butanonoxim og diphenylmethandiisocyanat er desuden optaget på listen over uønskede stoffer.

Krystallinsk kvarts kan, hvis det er respirabelt (aerodynamisk diameter < 5 µm), være kræftfremkaldende, hvis det indåndes. Det er imidlertid erfaringen, at langt de fleste af de produkter, der markedsføres, og som indeholder krystalinsk kvarts, ikke markedsføres i støvende form, eller at indholdet er så lavt, at produkterne ikke er omfattet af Arbejdstilsynets regler for arbejde med kræftfremkaldende stoffer.

De miljømæssigt problematiske stoffer omfatter hovedsageligt olieprodukter såsom asfalt, bitumen i opløsningsmiddel, nafta og petroleumdestillater. Disse stoffer er bestanddele i bl.a. formslipmidler (petroliumdestillater), maling (nafta) og vandtætningsprodukter (bitumen). Endvidere er adipaterne (bis(2-ethylhexyl)adipat og dioctyladipat, som begge forekommer i vandtætningsprodukter), samt fungicidet 3-iodo-2-propynylbutylcarbamat (IPBC), der benyttes i plastmaling, alle meget giftige over for vandlevende organismer.

Det skal slutteligt understreges, at produkterne kan indeholde andre problematiske stoffer end de her nævnte, idet oplysningerne om indholdsstoffer udelukkende er baseret på oplysningerne i produkternes sikkerhedsdatablade. Det kan således ikke garanteres, at oplysningerne i sikkerhedsdatabladene er korrekte eller fyldestgørende, ligesom produkterne kan indeholde problematiske stoffer i mængder, der ligger under grænsen for hvad der skal deklareres i sikkerhedsdatabladet.

2.4.2 Materialer

2.4.2.1 Materialetyper

Der er i alt registreret 31 materialer. I modsætning til de kemiske produkter er det samme materiale så vidt vides ikke anvendt på flere byggepladser (tabel 2.4). Der er f.eks. anvendt PEX-plastikrør på to byggepladser, men rørene er fra to forskellige producenter. Linoleum er ligeledes anvendt på to byggepladser, men kun for den ene byggeplads foreligger der oplysninger om producenten.

Tabel 2.4 Antal registreringer af materialer

2.4.2.2 Indholdsstoffer i materialer

Specifikke oplysninger om byggematerialers kemiske sammensætning er generelt vanskeligt tilgængelige. Der foreligger således sjældent sikkerhedsdatablade eller deklarationer for materialer. Information om indholdsstofferne i de registrerede materialer er primært forsøgt fremskaffet ved kontakt til leverandører, og det er alene oplysninger herfra, som er medtaget i databasen. Der er registreret 38 forskellige indholdsstoffer eller komponenter i materialerne (bilag E). En komponent er ikke et specifikt kemisk stof, men kan f.eks. være en ikke nærmere specificeret plastfolie, der indgår som et lag i en fugtspærre. Et andet eksempel på en komponent er jutevæv i linoleum. For polymere stoffer, der er opbygget af klassificerede monomere, er både polymeren og monomeren angivet i databasen, selvom der ikke foreligger oplysninger om et eventuelt restindhold af monomer. De angivne klassificeringer af indholdsstofferne er primært indsamlet via søgning i Listen over farlige stoffer (Miljøstyrelsen 2004) og N-Class (N Class Database 2004).

Oplysningerne i databasen om materialernes indholdsstoffer blev suppleret ved en gennemgang af stoflister fra tidligere vurderinger af kemiske stoffer i byggematerialer samt ved indhentning af oplysninger fra tilgængelige, svenske miljødeklarationer af tilsvarende materialer. Den indsamlede viden om kemiske stoffer i materialer er præsenteret i bilag E.

Der er identificerede 16 potentielle problemstoffer eller problematiske stofgrupper, som enten optræder eller kan optræde i de registrerede materialer (tabel 2.3). Problemstoffer er her defineret som stoffer, der optræder på Listen over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen 2004).

Tabel 2.5 Identificerede og potentielle stoffer i de registrerede byggematerialer, der optræder på Listen over uønskede stoffer (LOUS) (Miljøstyrelsen 2004)

1: Styren
2: Visse pigmenter
3: Visse kromforbindelser
4: Molybdæntrioxid
5: Nye PVC-produkter bør dog ikke indeholde bly, idet markedsføring af blyholdige PVC-ledninger har været forbudt i Danmark siden 1. december 2001, jf. blybekendtgørelsen (Bekendtgørelse nr. 1013 af 13/11/2000).
6: Visse organiske tinforbindelser og visse pigmenter

Kobber findes i tagmaterialer, træimprægnering og elledninger. Kobber er et problemstof i affaldskredsløbet, men kan også give uønskede effekter i vandmiljøet ved f.eks. afvaskning fra tagbelægninger. Endvidere er kobberforbindelser som f.eks. kobberoxid sundhedsskadelige.

Styren er et af udgangsstofferne ved fremstilling af SBS-modificeret bitumen, polystyren samt ABS-plast. Stoffet er medtaget på LOUS, da det optræder på EU’s liste over stoffer med dokumentation for hormonforstyrrende effekter (Miljøstyrelsen 2004). Bitumenlaget i tag- og murpap kan indeholde PAH’er, som er kræftfremkaldende og farlige for miljøet. Bitumen og også cement, som er en bestanddel i elementbeton, kan indeholde miljø- og sundhedsfarlige tungmetaller. Metallerne krom, nikkel og molybdæn optræder i rustfrit stålrør og vil primært være et problem i affaldskredsløbet. Det skal dog bemærkes, at metalafgivelser til drikkevand er fundet fra rør af rustfrit stål samlet med fortinnede kobberlegeringer (Miljøstyrelsen 2001).

PVC, der benyttes til kabler, kan indeholde phthalater og blysulfat. Både phthalater og blyforbindelser er skadelige for sundhed og miljø og kan bl.a. virke reproduktionsforstyrrende. Blyforbindelser kan også indgå som stabilisatorer i de anvendte indmuringsdåser af PVC, og det kan heller ikke udelukkes, at PVC-dåserne indeholder pigmenter, der er opført på LOUS. Alle danske producenter af byggeprodukter har dog gennemført en intensiv produktudvikling med det formål at udfase blystabilatorer i PVC og det er derfor muligt, at blysulfat ikke er komponent i de elkabler og indmuringsdåser, der er anvendt på byggepladserne.

Bromerede flammehæmmere er potentielle komponenter i tagafdækningsmaterialer (Demex 2002). Nogle af de bromerede flammehæmmere er uønskede pga. deres persistens, bioakkumulerbarhed og giftighed. Dette har f.eks. resulteret i, at anvendelsen af pentabromdiphenylether og octabromdiphenylether blev forbudt i EU medio 2004 (Miljøstyrelsen 2004).

Selvom et stof ikke optræder på LOUS, kan det være problematisk for sundhed og miljø. Fungicidet tebuconazol, som anvendes til træimprægnering, er sådan et stof. Tebuconazol mistænkes for at være carcinogent og er meget giftigt over for organismer i vandmiljøet (www.pesticideinfo.org 2004). Et andet potentielt problematisk stof er krystallinsk kvarts. Krystallinsk kvarts kan indgå i små mængder i bentonit, der er en bestanddel i membraner anvendt til fugt- og vandtætning. Stoffet kan som tidligere nævnt være kræftfremkaldende, hvis det er respirabelt og indåndes.

Også i de polymere forbindelser kan der optræde potentielt problematiske stoffer, som ikke er medtaget på LOUS. Polymererne i tag- og murpap med SBS, i stikdåser af ABS samt i fugt-/vandtætningsmembraner af butylgummi er alle fremstillet ud fra monomeren 1,3-butadien, der både er kræftfremkaldende og mutagen. Endvidere anses monomeren vinylchlorid, som er byggestenen i PVC, for at være kræftfremkaldende.

Det linolieholdige linoleumsgulv har fået det nordisk miljømærke Svanen (www.svanen.nu 2004). En undersøgelse af linolieholdige byggematerialer viser imidlertid, at linolieholdige byggematerialer, som f.eks. gulvbelægninger, lugter mere intenst end tilsvarende konventionelle (syntetiske) materialer, og at linolieholdige materialer ikke kan opnå indeklimamærket (SBi 2004).

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).

4 Case-studier

• 4.1 Case-studie 1: Anvendelse af et vandtætningsmiddel ved opførelsen af Plejecenter Grønnehaven
  • 4.1.1 Beregning af sundhedsbelastning for vandtætningsmiddel
  • 4.1.2 Samlede resultater
  • 4.1.3 Udregning af miljørisikoscoren
• 4.2 Opgørelse af sundheds- og miljøbelastninger for byggerierne Plejecenter Grønnehaven, Øresund Strandpark og Sundby Krematorium
  • 4.2.1 Sundhedsbelastninger
• 4.3 Beregning af miljøbelastning for cases
• 4.4 Vejledning i brug af prioriteringsmodellen
  • 4.4.1 Model til screening af sundhedsbelastning ved byggeri
  • 4.4.2 Model til screening af miljøbelastning ved byggeri

Til illustration af anvendelsen af prioriteringsmodellen er vurderingen af et kemikalie, som blev anvendt ved byggeriet af Plejecenter Grønnehaven, gennemgået. Samtlige øvrige kemiske produkter, som blev registreret i kortlægningsfasen, er på tilsvarende måde blevet vurderet ved brug af prioriteringsmodellen og er gennemgået i afsnit 4.2.

4.1 Case-studie 1: Anvendelse af et vandtætningsmiddel ved opførelsen af Plejecenter Grønnehaven

I det følgende anvendes prioriteringsmodellen på et repræsentativt produkt. Som eksempel blev anvendelsen af vandtætningsmidlet: ”Vandtætning_1” ved byggeriet af Plejecenter Grønnehaven anvendt. Ved Plejecenter Grønnehaven byggeri (byggeareal 8.579 m²) anvendes ”Vandtætning_1” bl.a. til vandtætning i forbindelse med etablering af kælder og elevatorvægge. Forbruget er oplyst at være 1.000 kg, hvoraf 15% er rapporteret at gå til affald.

Tabel 4.1 giver en oversigt over dataene på det udvalgte produkt.

Tabel 4.1 Data for vandtætningsmiddel

4.1.1 Beregning af sundhedsbelastning for vandtætningsmiddel

4.1.1.1 Arbejdsmiljø – indånding

Eksponering

Score for forbrug

Forbrugsscoren er gennemgående for alle tre risikokarakteriseringer (arbejdsmiljø-indånding, arbejdsmiljø-hudkontakt samt indeklima-indånding). Som beskrevet i kapitel 3, fastsættes forbrugsscoren for et byggeprodukt relativt i forhold til forbruget af andre byggeprodukter inden for samme produkttype. Som det fremgår af figur 4.1, er forbrugsscoren baseret på forbrug af vandtætningskemikalier i alle tre byggerier.

Det normaliserede forbrug af ”Vandtætning_1” i byggeriet af Plejecenter Grønnehaven er 0,117 kg/m² gulvareal og tildeles en forbrugsscore 3. Som det fremgår af figur 4.1, anvendes ”Vandtætning_1” også i et andet byggeri, dog med ca. dobbelt så stort normaliseret forbrug, der resulterer i en forbrugsscore 5.

Klik her for at se Figur 4.1

Figur 4.1 Forbrugsscorer for vandtætningskemikalier

Score for påføring

Vandtætning påføres som regel ved spartling. Udfra denne antagelse vælges en værdi for påføringsscoren på ”3: Manuelt med pensel, rulle eller andet indendørs arbejde”.

Sundhedsfare

”Vandtætning_1” er klassificeret med R10; Xn; R20/21 R40/21 N;R51/53

Dette medfører, at ”Vandtætning_1” skal placeres i sundhedsfareklasse 2 for indånding svarende til Xn; R20.

For ”Vandtætning_1” er kodenummeret 00-4, hvilket giver en indåndingsscore på 1.

Den højeste af de to sundhedsfarlighedsscorer anvendes til den endelige beregning, dvs. 2. Samlet svarer det således til, at anvendelsen af ”Vandtætning_1” giver en sundhedsfareklasse for indånding i arbejdsmiljøet på 2.

Samlet risiko

Den samlede risikoscore for indånding i arbejdsmiljøet kan nu udregnes til:

Risiko_indånding = Forbrugsscore × påføringscore × sundhedsfare = 3 × 3 × 2 =18

4.1.1.2 Arbejdsmiljø - hudkontakt

Tilsvarende udregnes scoren for hudkontakt i arbejdsmiljøet.

Eksponering

Score for forbrug

Der anvendes den samme forbrugsscore på 3, som blev anvendt i forbrugsscoren for eksponering via indånding i arbejdsmiljøet.

Score for påføring

Der anvendes den samme påføringsscore på 3, som blev anvendt for eksponering via indånding i arbejdsmiljøet.

Sundhedsfare

Scoren for hudkontakt bliver 2 på baggrund af klassificeringen Xn; R20/21 R40/21 N;R51/53.

Kodenummeret efter bindestreg er 00-4, hvilket ifølge principperne beskrevet i kapitel 3, giver en score for hudkontakt på 3.

Da scoren baseret på kodenummeret er højest, vælges farlighedsscoren 3 for eksponering via hudkontakt i arbejdsmiljøet.

Samlet risiko

Den samlede score for arbejdsmiljøet ved eksponering via hudkontakt udregnes til:

Risiko_hudkontakt= Forbrugsscore × påføringscore × sundhedsfare = 3 × 3 × 3 = 27

4.1.1.3 Indeklima

Tilsvarende udregnes risikoen for skade ved brug af ”Vandtætning_1” i indeklimaet.

Eksponering

Forbrug

Forbrugsscoren fastlægges som i arbejdsmiljøudregningen til 3.

Byggeritype

”Vandtætning_1” anvendes i denne sammenhæng i byggeriet af Plejecenter Grønnehaven, der er et boligbyggeri. Byggeritypescoren bliver derfor 10.

Sundhedsfare

Produktet er klassificeret som: R10 Xn;R20/21 R40/21 N;R51/53

Dette giver en sundhedsfarescore på 2 udløst af Xn; R20.

Xylen er det stof i ”Vandtætning_1” med den laveste grænseværdi, som er på 109 mg/m³, svarende til at GV/40 = 109/40 mg/m³ = 2,725 mg/m³. Dette giver en sundhedsfarescore på 1.

Den højeste af de to scorer anvendes i risikokarakteriseringen, og scoren 2 medtages derfor.

Samlet risiko

Den samlede risikoscore for eksponering i indeklimaet kan nu udregnes:

Risiko_indeklima = Forbrugsscore × byggeritypescore × sundhedsfare = 3 × 10 × 2 = 60

4.1.2 Samlede resultater

Tabel 4.2 giver en oversigt over resultaterne fra beregningen af sundhedsbelastningen ved anvendelse af ”Vandtætning_1” ved bygning af Plejecenter Grønnehaven.

Tabel 4.2 Oversigt over det samlede resultat for Vandtætning_1

Analoge sundhedsudregninger og -betragtninger for byggekemikalierne, som blev anvendt ved byggeriet af Plejecenter Grønnehaven, Sundby Krematorium og Øresund Strandpark, er udført og præsenteret i bilag J.

4.1.3 Udregning af miljørisikoscoren

I dette eksempel antages levetiden for ”Vandtætning_1” at være lig med levetiden for byggeriet, som er sat til 100 år.

Ved Plejecenter Grønnehaven byggeriet (byggeareal 8.579 m²) anvendes bl.a. ”Vandtætning_1” til vandtætning i forbindelse med etablering af kælder og elevatorvægge. I dette eksempel antages levetiden af ”Vandtætning_1” at være lig med byggeriets levetid, som er sat til 30 år.

Forbruget er oplyst at være 1.000 kg, hvoraf 15% er rapporteret at gå til affald.

4.1.3.1 Eksponering

Frigivelsen af de kemiske stoffer vurderes på basis af produktets kontakt til luft, vand og jord både i opførelsesfasen og i driftsfasen samt på basis af kemikaliets flygtighed og vandopløselighed.

Tabel 4.3 viser en vurdering af kontakten med jord, vand og luft.

Tabel 4.3 Kontakt med luft, vand og jord i opførelses- og driftsfasen for ”Vandtætning_1”

Emissionen til vand er antaget at foregå direkte, dvs. det frigives ikke til kloak. Endeligt er den del af ”Vandtætning_1, som ender i affaldsfraktionen, antaget at blive brændt.

Endvidere er ”Vandtætning_1” vurderet at være delvist blandbart med vand samt ikke-flygtigt.

”Vandtætning_1” består (ifølge sikkerhedsdatabladene) af:

• bitumen i opløsningsmiddel (30-60%). Denne komponent er vurderet at være ikke blandbar med vand samt ikke-flygtig. Der er som udgangspunkt regnet med en andel af bitumen i produktet på 60%, der dog er reduceret til 57,1%, idet stofferne skal addere til 100%.
• xylen (10-30%). Dette stof er vurderet at være delvist blandbart med vand samt flygtigt. Der er som udgangspunkt regnet med en andel af xylen i produktet på 30%, der dog er reduceret til 28,6%, idet stofferne skal addere til 100%.
• solventnafta (råolie), middeltung, alifatisk (5-10%). Denne komponent er vurderet at være delvist blandbar med vand samt ikke-flygtig. Der er som udgangspunkt regnet med en andel af solventnafta i produktet på 10%, der dog er reduceret til 9,5%, idet stofferne skal addere til 100%.
• nafta (råolie), hydroafsvovlet, tung (1-5%). Denne komponent er vurderet at være delvist blandbar med vand samt ikke-flygtig. Der er som udgangspunkt regnet med en andel af nafta i produktet på 5%, der dog er reduceret til 4,8%, idet stofferne skal addere til 100%.

Tabel 4.4 viser frigivelserne til vand, luft og jord beregnet på baggrund af ovennævnte antagelser.

Tabel 4.4 Beregnede frigivelser til luft, vand og jord i de tre faser fra ”Vandtætning_1”

4.1.3.2 Miljøfarlighedsscore

Produktet er miljøklassificeret med ”N; R51/53” og får således en miljøscore på 4 (se tabel 3.4).

• Bitumen i opløsningsmiddel (30-60%). Stoffet er på basis af tidligere miljøvurderinger af stoffet tildelt en miljøscore i vand på 4. Da stoffet er vurderet at være ikke opløseligt i vand, vil det kun være lidt biotilgængeligt i jord. Stoffets miljøscore i jord er således sat til 10% af stoffets farlighedsscore i vand.
• Xylen (10-30%). Stoffet er tildelt en miljøscore i vand på 1, da det ikke er miljøklassificeret. Da stoffet er vurderet at være delvist opløseligt i vand, er stoffets miljøscore i jord sat til 50% af stoffets farlighedsscore i vand.
• Solventnafta (råolie), middeltung, alifatisk (5-10%). Stoffet er tildelt en miljøscore på 3 på basis af en miljøklassificering på R52/53. Da stoffet er vurderet at være delvist opløseligt i vand, er stoffets miljøscore i jord sat til 50% af stoffets farlighedsscore i vand.
• Nafta (råolie), hydroafsvovlet, tung (1-5%). Stoffet er tildelt en miljøscore i vand på 4 på basis af en miljøklassificering på N; R51/53. Da stoffet er vurderet at være delvist opløseligt i vand, er stoffets miljøscore i jord sat til 50% af stoffets farlighedsscore i vand.

4.1.3.3 Miljøbelastning

På baggrund af de beregnede emissioner og miljøfarlighedsscorer er følgende miljøbelastninger beregnet (tabel 4.5). Det fremgår heraf, at bitumen bidrager relativt mest til den samlede, beregnede miljøbelastning (1.350 i opførelses-/renoveringsfasen og 932 i driftsfasen), samt at opførelses-/renoveringsfasen (2.246) bidrager mere til den samlede miljøbelastning end driftsfasen (1.627).

Tabel 4.5 Beregnede miljøbelastning fra anvendelsen af ”Vandtætning_1” ved byggeriet af Plejecenter Grønnehaven

Klik her for at se Tabel 4.5

4.2 Opgørelse af sundheds- og miljøbelastninger for byggerierne Plejecenter Grønnehaven, Øresund Strandpark og Sundby Krematorium

4.2.1 Sundhedsbelastninger

Udregningen af de potentielle sundhedspåvirkninger i prioriteringsmodellen er foretaget for i alt 76 byggeprodukter fordelt på 21 produkttyper. Resultaterne angives adskilt for eksponering via hudkontakt og eksponering via indånding. Som eksempel vises hovedresultaterne for Sundby Krematorium, der er præsenteret i figurerne 4.2-4.4. Tilsvarende figurer for Plejecenter Grønnehaven og Øresund Strandpark forefindes i bilag I sammen med samtlige scoringer og beregninger.

Klik her for at se Figur 4.2

Figur 4.2 Hovedresultater for sundhedsbelastningen for hudkontakt (arbejdsmiljø) på byggeriet Sundby Krematorium

Klik her for at se Figur 4.3

Figur 4.3 Hovedresultater for sundhedsbelastningen ved indånding (arbejdsmiljø) på byggeriet Sundby Krematorium

Klik her for at se Figur 4.4

Figur 4.4 Hovedresultater for sundhedsbelastningen fra indeklima for byggeriet Sundby Krematorium

Inden for produkttyperne fremgår det mere eller mindre tydeligt, hvilke produkter, der skiller sig ud. Resultaterne, som er præsenteret i figurerne 4.2-4.4, er ikke helt reelle, da produkter inden for samme produktgruppe kan have specielle egenskaber og anvendelsesområder. En helt reel sammenligning skal foretages mellem produkter, der har den samme tekniske funktion, hvilket ikke ligger inden for rammerne af dette projekt.

Sundhedsprioriteringsmodellen er anvendelig som screeningsværktøj, hvis der skal vælges mellem to eller flere forskellige byggeprodukter med samme tekniske egenskaber, men hvor brugen af det ene medfører større risiko for sundhedsskader end de øvrige alternativer. Endvidere kan sundhedsprioriteringsmodellen give et fingerpeg om, hvor opmærksomheden i forbindelse med forebyggelse af sundhedsskader skal rettes, f.eks. om der kan opnås væsentlig forbedringer ved anvendelse af åndedrætsværn, handsker o.lign.

Sundhedsprioriteringsmodellen kan ydermere anvendes til identificering af enkeltprodukter, der af en eller anden årsag skiller sig ud ved at få en høj sundhedsbelastningsscoring. Årsagen eller årsagerne til den høje scoring er nem at spore.

Som eksempel kan nævnes PUR Fugemasse_1. Dette produkt har en høj værdi for indåndingsscenariet (45) ved anvendelse på Sundby Krematorium (figur 4.3). Dette skyldes, at produktet er klassificeret med Xn; R20; R36/37/38 R42/43, hvor R42 – ”Kan give overfølsomhed ved indånding” - resulterer i sundhedsscoren 5. Samtidig anvendes produktet i en mængde, der giver score 3 og med en påføringsmetode, der ligeledes udløser en score 3 (Påføring sker manuelt med pensel, rulle, osv. ’Sporadisk eksponering på et lille hudareal’).

Sundhedsprioriteringsmodellen kan anvendes til at sortere de mest sundhedsbelastende produkter fra uden brug af for mange ressourcer, men der vil være tilfælde, hvor yderligere informationer om produkter vil være nødvendige for at kunne foretage et kvalificeret valg.

Sundhedsprioriteringsmodellen er som tidligere nævnt baseret på let tilgængelige data på niveau med de informationer, der er tilgængelige i sikkerhedsdatablade (SDS), og skal ikke bruges ukritisk. Resultaterne skal således betragtes som indikationer. Dette vil især være relevant i forbindelse med brug af indeklimadelen. Som tidligere nævnt rettes fokus i traditionelle, kemiske indeklimaundersøgelser normalt mod stoffer/produkter, der selv i lave koncentrationer fremkalder gener som irritation i f.eks. øjne og luftveje, eller som har en generende lugt. Mange af disse stoffer, der virker generende på indeklimaet, forekommer imidlertid ofte i så lave koncentrationer i produkterne, at de ikke skal angives i SDS og derfor ikke kan medtages i prioriteringen. Modellen kan således kun tage højde for stoffer, der decideret udgør en risiko for sundhedsskader i indeklimaet, men modellen kan altså ikke tage højde for stoffer, der kun fremkalder indeklimagener. Endvidere er det fundet, at indeklimadelen ikke kan håndtere stoffer/produkter, der er klassificeret som ætsende (akutte effekter), f.eks. ser det ud som om saltsyre udgør en stor sundhedsrisiko (figur 4.4). Syrer og baser anvendt ved byggeri og renovering af byggeri fremkalder sjældent indeklimagener og vil i endnu mindre grad udgøre en sundhedsfare.

Sundhedsprioriteringsmodellen er ikke anvendelige til kvantitativ sammenligning af produkter fra forskellige produktkategorier, ej heller til sammenligning af påvirkninger ved hudkontakt med påvirkninger, der skyldes indånding. Da grundlaget for beregning af risikoscoren i indeklima og risikoscoren i arbejdsmiljø via indånding er forskelligt, kan disse to scorer endvidere ikke sammenlignes direkte.

4.3 Beregning af miljøbelastning for cases

Samtlige data, der er nødvendige for at foretage beregning af miljøbelastningen, er indtastet i databasen. Relevante udtræk fra databasen er givet i bilag I.

Miljøbelastningen for kemikalier/produkter er beregnet ved brug af to metoder:

1. Miljøbelastningen er beregnet på basis af bidragene fra de enkelte stoffer i produktet (vurdering på stofniveau). Dette er teoretisk set den bedste metode, idet der herved tages højde for det enkelte stofs farlighed, samt at emissionen til og omfordelingen i miljøet for de enkelte stoffer kan være forskellig. Dette kræver imidlertid, at den totale sammensætning af produktet kendes, hvilket ikke er tilfældet for alle produkter.
    
2. Miljøbelastningen er beregnet på basis af den vurderede farlighed, emission samt omfordeling af det samlede produkt (vurdering på produktniveau). Dette er langt fra ideelt, da indholdsstofferne ikke nødvendigvis frigives til og omfordeles i miljøet på samme måde. Denne vurdering kræver imidlertid ikke detaljerede oplysninger om produktet.

Endvidere er eksponeringen både beregnet med den simple screeningsmodel for eksponering, hvor eksponeringen alene udtrykkes ved stof-/produktforbruget, samt med den mere detaljerede metode, som er baseret på simple scenarier for de forskellige anvendelsesområder af kemikalier/produkter.

Tabel 4.6 giver en oversigt over de beregnede miljøbelastninger fordelt på de 3 byggerier, hvor vurderingerne er foretaget på både produkt- og stofniveau. Både den simple og den mere detaljerede eksponeringsmodel er anvendt ved beregningerne af miljøbelastningen på produktniveau.

Det fremgår af tabellen, at

• den samlede miljøbelastning beregnet med den simple eksponeringsmodel er af samme størrelsesorden som den opgjorte miljøbelastning beregnet med den mere detaljerede eksponeringsmodel
• der for en stor del af de produkter, der er rapporteret på byggepladserne, har manglet data (68% for Øresund Strandpark, 59% for Plejecenter Grønnehaven og 39% for Sundby Krematorium). Dette vil naturligvis have indflydelse på de endelige vurderinger, hvorfor især vurderingerne for Plejecenter Grønnehaven og Sundby Krematorium kan være behæftet med stor usikkerhed. Udtrykt i mængder fremgår det ligeledes af tabellen, at der ikke kan foretages en miljøvurdering for en stor del af de forbrugte mængder (opgjort i kg) (Plejecenter Grønnehaven ca. 7%, Øresund Strandpark ca. 19% og Sundby Krematorium ca. 87%)
• den samlede miljøbelastning tilsyneladende er højst for Plejecenter Grønnehaven, fulgt af Sundby Krematorium
• den samlede normerede belastning for Plejecenter Grønnehaven og Sundby Krematorium er af samme størrelsesorden. En væsentligt lavere, normeret miljøbelastning er fundet for Øresund Strandpark, selv om det for dette byggeri har været muligt at vurdere det relativt største antal produkter. For dette byggeri var det således muligt at vurdere ca. 80% af den forbrugte mængde.

Tabel 4.6 Samlede beregnede miljøbelastninger fordelt på byggeri

Klik her for at se Tabel 4.6

Tabel 4.7 giver en sammenligning af de forskellige beregningsmetoder, hvor det har været muligt at foretage en beregning af BE efter samtlige 3 metoder, og hvor CETOX-miljøscoren har været større end 1.

Det fremgår af tabellen, at for Grønnehaven er prioriteringsrækkefølgen forskellig alt efter hvilken metode, der er anvendt, hvorimod prioriteringsrækkefølgen er den samme for Sundby Krematorium. Dette tyder på, at den simple eksponeringsmodel i visse tilfælde ikke giver et helt retvisende billede. Det fremgår endvidere af tabellen, at 5 af produkterne resulterer i et bidrag til den samlede miljøbelasting for et byggeri, når beregningen udføres på stofniveau, mens en beregning af miljøbelastning på produktniveu ikke giver et bidrag.

Tabel 4.7 Sammenligning mellem miljøprioriteringsmetoder (BE her normerede mht. areal). PE: Vurdering på produktniveau med modellering af eksponering inkluderet. PES: Vurdering på produktniveau, simpel eksponeringsmodel. SE: vurdering på stofniveau.

Tabel 4.8 giver en sammenligning af bidragene fra de enkelte livscyklusfaser.

Det fremgår af tabellen, at opførelses- og driftsfasen bidrager i samme størrelsesorden til den samlede belastning, hvorimod nedrivningsfasen kun bidrager meget lidt til den samlede beregnede miljøbelastning. Det skal dog fremhæves, at beregningerne er udført under antagelse af, at kemikaliernes (dog ikke for materialerne) og selve byggeriets levetid er identiske. Dette vil ikke være tilfældet for alle kemikalier, fx malinger, hvor kemikaliets levetid typisk vil være meget lavere end byggeriets.

Tabel 4.8 Sammenligning af bidrag til den samlede miljøbelastning (normeret) fordelt på de forskellige livscyklusfaser. PE: Vurdering på produktniveau med modellering af eksponering inkluderet. SE: vurdering på stofniveau.

Tabel 4.9 giver en oversigt over de produkttyper, som bidrager relativt mest til miljøbelastningen for de forskellige byggerier. Det bør i den forbindelse bemærkes, at der ikke er angivet stoffer for Øresund Strandpark, idet alle stoffer med en tildelt miljøscore - undtagen et enkelt stof - har miljøscoren 1.

Det fremgår af tabellen, at:

• for Plejecenter Grønnehaven viser vurderingerne på produktniveau, at de største miljøbelastningsbidrag stammer fra produktgrupperne: asfalt, vandtætning, ”Anden produkttype” og materialer. Primært dieselolie, hvor der er regnet med et lille spild til vand og jord, bidrager til belastningen fra ”Anden produkttype”, hvor spildet til jorden muligvis er overvurderet. For materialer er det primært murpap, der er antaget at have en stor kontakt til jorden, og som er vurderet at have en CETOX-miljøscore på 4.
• for Plejecenter Grønnehaven viser vurderingerne på stofniveau, at de største miljøbelastningsbidrag stammer fra produktgrupperne: asfalt, "Anden produkttype" (primært diesel, hvor der er regnet med et lille spild til vand og jord) samt vandtætning. For materialer er det primært zinktagrenderne, der bidrager til den samlede miljøbelastning for materialerne, hvilket er forskelligt for resultatet fra vurderingerne på produktniveau. Dette skyldes, at der ikke er foretaget en miljøfarlighedsvurdering af zinktagrenden på produktniveau.
• for Sundby Krematorium viser vurderingerne på produktniveau og stofniveau, at de største miljøbelastningsbidrag stammer fra produktgruppen: vandtætning.

Tabel 4.9 Oversigt over produkttyper, som bidrager mest til den samlede miljøbelastning for byggerierne. PE: Vurdering på produktniveau med modellering af eksponering inkluderet. PES: Vurdering på produktniveau, simpel eksponeringsmodel. SE: vurdering på stofniveau.

Tabel 4.10 giver en oversigt over de stoffer, som bidrager relativt mest til miljøbelastningen for de forskellige byggerier. Det bør i den forbindelse bemærkes, at der heller ikke her er angivet stoffer for Øresund Strandpark af samme årsag som nævnt ovenfor.

Tabel 4.10 Oversigt over de stoffer, som bidrager mest til den samlede miljøbelastning for byggerierne

4.4 Vejledning i brug af prioriteringsmodellen

4.4.1 Model til screening af sundhedsbelastning ved byggeri

Den model, der er anvendt 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 baseret på eksisterende og lettilgængelig information som f.eks. sikkerhedsdatablade (SDS), kendskab til anvendelse og håndtering af produkter, samt skønnet forbrug.

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 substitutionsprodukter
• vælge mellem to eller flere forskellige byggeprodukter med samme tekniske egenskaber
• give et fingerpeg om, hvorvidt opmærksomheden i forbindelse med forebyggelse af sundhedsskader skal rettes mod eksponering via indånding, hudkontakt eller begge dele
• identificere enkeltprodukter, der af en eller anden årsag skiller sig ud ved at få en høj score, samt at udpege årsagen til den høje scoring
• sortere de mest sundhedsbelastende produkter fra uden brug af for mange ressourcer. Der vil dog være tilfælde, hvor yderligere informationer om produkter vil være nødvendige for at kunne foretage et kvalificeret valg.

Modellerne til sundhedsscreening af produkterne er meget simplificerede og skal derfor bruges med omtanke. 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. Resultaterne skal alene betragtes som indikationer. Dette gælder især i forbindelse med indeklima. Indeklimamodellen kan således kun tage højde for stoffer, der decideret udgør en risiko for sundhedsskader i indeklimaet, mens modellen ikke kan tage højde for stoffer, der kun fremkalder indeklimagener. Indeklimamodellen kan således ikke bruges i forbindelse med traditionelle indeklimaundersøgelser eller -vurderinger. Indeklimamodellen kan ikke håndtere stoffer/produkter, der er klassificeret som ætsende (akutte effekter). Syrer og baser anvendt ved byggeri og renovering af byggeri fremkalder sjældent indeklimagener og vil i endnu mindre grad udgøre en sundhedsfare.

Endvidere kan sundhedsbelastningsmodellen ikke anvendes til kvantitativ sammenligning af produkter fra forskellige produktkategorier, til sammenligning af påvirkninger ved hudkontakt med påvirkninger, der skyldes indånding, eller til sammenligning mellem belastningen fra indeklima og fra arbejdsmiljøet. Dernæst 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.

4.4.2 Model til screening af miljøbelastning ved byggeri

Der er i miljøbelastningsvurderingerne foretaget en række skøn, hvilket vil afspejles i en usikkerhed på de beregnede miljøbelastninger. En væsentlig kilde til usikkerhed i de opgjorte miljøbelastninger er manglende data for de anvendte produkter, samt usikkerheden ved opgørelsen af forbrugsmængderne. Man må imidlertid forvente, at byggeriets entreprenør realistisk kan vurdere det forventede forbrug.

Miljøbelastningsmodellen kan næppe direkte anvendes til miljøvaredeklarationer, bl.a. fordi den ikke tager alle kemikaliets livscyklusfaser i betragtning.

Modellen vurderes at være velegnet i en projekteringsfase, idet metoden bl.a. og især kan anvendes til at:

• prioritere mellem forskellige mulige produktvalg, hvor der også bliver taget hensyn til, at de mulige alternativer ikke nødvendigvis skal bruges i samme mængder
• udpege hvilke typer kemikalier, der bidrager mest til den samlede miljøbelastning. I de undersøgte cases blev det således fundet, at produkter med hydrocarboner, som f.eks. asfalt og bitumen samt vandtætningskemikalierne, i et stort omfang bidrager til den samlede miljøbelastning (Plejecenter Grønnehaven og Sundby Krematorium). Det kan derfor for andre byggerisager anbefales at vurdere, om det er muligt at anvende andre, mere miljøvenlige kemikalier eller forbruge mindre mængder af disse typer kemikalier
• sammenligne forskellige byggerier af samme type og derved vurdere om miljøbelastningen af et aktuelt byggeri er på niveau med, over eller under den miljøbelastning, man typisk observere for et byggeri inden for den aktuelle kategori

5 Anbefalinger

På baggrund af de udvalgte case-studier og afprøvningen af den udviklede sundheds- og miljøbelastningsmodel gives en række anbefalinger i relation til anvendelsen af de foreliggende modelværktøjer, videreudvikling af værktøjerne samt lovgivningen.

Anbefalingerne er opstillet i prioritet rækkefølge og omfatter først og fremmest de muligheder, der kan ses for anvendelse og videreudvikling af sundhed- belastningsmodellerne og det udviklede BYG-IT værktøj, som indeholder modellerne.

I relation til de foreliggende modelværktøjer anbefales, at

• sundheds- og miljøbelastningsmodellen anvendes som prioriteringsværktøjer i forbindelse med planlægning af nybyggeri og renovering af eksisterende byggeri. Begge værktøjer giver mulighed for at rangordne produkter efter deres sundheds- og miljøfarlighed inden for en gruppe af produkter eller produkttyper. Det er således muligt at udvælge det produkt blandt flere forskellige produkter inden for samme kategori f.eks. lime, som er mindst belastende for sundhed og miljø under opførelse og brug af et byggeri.
• det udviklede IT-værktøj anvendes til dokumentation af de krav, der stilles til kemiske byggeprodukter i forbindelse med det nye Svanemærke for standard-/typehuse (Nordisk Miljømærkning 2004).
• at værktøjets miljøbelastningsdel anvendes til beregning af miljøindex for byggeprodukters (BE_kemikalie) og byggeriers (BE_byggeri) samlede miljøbelastning. Disse index vil kunne bruges i forbindelse med planlægning af byggeri samt i arbejde med stof-/produktsubstitution. Effekten af til- eller fravalg af et specifikt byggeprodukt med kendte miljøegenskab (angivet på sikkerhedsdatabladet) vil direkte afspejles i det beregnede miljøindex. Det er således muligt i projekteringsfasen at arbejde på at reducere miljøindexet og dermed byggeriets samlede miljøbelastning ved udvælgelse af de mindst miljøbelastende produkter. Det er endvidere muligt at sammenligne miljøbelastningen for forskellige byggerier inden for samme byggeritype f.eks. boligbyggerier.

Følgende videreudvikling af modelværktøjerne herunder sammenkobling med andre eksisterende værktøjer inden for byggebranchen anbefales, at

• der etableres mulighed for sammenkobling af det nye udviklede BYG-IT stof- og produktværktøj med SBi’s LCA-værktøj BEAT og byggebranchens kemikaliedatabase (Dansk Kemidatabase - www.danskkemidatabase.dk eller www.ba-danmark.dk)

BEAT er baseret på UMIP-systemet og indeholder primært energikilder, transportmidler og produkter som anvendes i byggebranchen. Der er data for forskellige bygningsdele herunder oplysninger om forbrugsmængder samt levetider for byggekomponenter. En beregning med BEAT kan vise de råstoffer og energikilder, der indgår i en bygning gennem hele dens levetid (opførelse, drift, vedligeholdelse og nedrivning) samt emissioner til luft, vand og jord. BEAT omfatter ikke en vurdering af byggeriets belastning med sundhed- og miljøskadelige stoffer. Sammenkobling af BEAT og BYG-IT vil kunne supplere og styrke begge værktøjer og resultere i en styrkelse af sundheds- og miljøvurderingen inden for byggebranchen (figur 5.1).

• sundhedsmodellen videreudvikles til at omfatte beregning af sundhedsindex for den samlede sundhedsbelasting for et byggeri i lighed med det eksisterende miljøindex
• sundheds- og miljøbelastningsmodellen samt BYG-IT udvides til at omfatte alle faser i et byggeri, dvs. råstofudvinding, fremstilling af byggeprodukter, opførelse/renovering af byggeri, drift af byggeri og nedrivningsfasen. I dag omfatter sundheds- og miljøværktøjet følgende faser:
• Miljødelen omfatter opførelses-/renoverings- , drifts-/vedligeholdelses- og nedrivningsfasen
• Sundhedsdelen omfatter opførelses-/renoverings- og drifts-/vedligeholdelsesfasen

Figur 5.1 Forskellige faser i et byggeri fra udvinding af råstof til nedrivning og de mulige interaktioner ved sammenkobling eller integrering af BEAT og BYG-IT i sin nuværende form (———) og efter en udbygning (-------).

Gennemførelsen af projektets kortlægningsfase viste, at en skærpelse af kravene til sikkerhedsdatablade for kemiske produkter og ikke mindst byggematerialer ville kunne forbedre vurderingen af sundheds- og miljøbelastning for byggerier. Det anbefales derfor, at der f.eks. via lovgivning stilles:

• krav til leverandører af kemiske byggematerialer, f.eks. installationer, vægbeklædninger og gulvmaterialer, om deklarationer med angivelse af indholdsstoffer, mængder og farlighed i lighed med anbefalingerne i det svenske BASTA-projekt.

6 Referencer

Aldenberg, T. & W. Slob (1993): Confidence limits for hazardous concentrations based on logistically distributed NOEC toxicity data. Ecotox. Environ. Safety 25, 38-63.

Arbejdstilsynets bekendtgørelse nr. 301 af 13. maj 1993 om fastsættelse af kodenumre.

Arbejdstilsynets vejledning C.0.1. Grænseværdier for stoffer og materialer, oktober 2002.

Avgifta Byggandet (2003): Vad händer med kemikaliefrågan i byggsektorn? Omvärldsanalys hösten 2003. Sverige.

BASTA (2003): Byggindustrins Avveckling av SärskilT farligA ämnen. Sverige.

Brocca, D., E. Arvin & H. Mosbæk (2002): Identification of organic compounds migrating from polyethylene pipelines into drinking water. Wat. Res. 36:3675-3680.

Demex Rådgivende Ingeniører A/S (2002): Andre problematiske stoffer i bygge- og anlægsaffald, kortlægning og prognose for affaldsstrømme samt undersøgelse af bortskaffelsesmuligheder. Fase 1. Marts 2002.

Kogg, B. & Å. Thidell (2003): Utvärdering av system för egendeklarationer av farliga kemiska ämnen i varor. Exempel från Byggsektorn och Textilindustrin. Kemikalieinspektionen. Stockholm, Sverige.

Krogh, H. (1999): Problematiske stoffer i byggevarer. SBI-meddelelse 122. Statens Byggeforskningsinstitut.

Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 329 af 16 maj 2002 om klassificering, emballering, mærkning og opbevaring af kemiske stoffer og produkter.

Miljøministeriet (2004): Listen over uønskede stoffer. Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 8 (www.mst.dk).

Miljøstyrelsen (2001): Metalafgivelse til drikkevand. Miljøprojekt nr. 603. (www.mst.dk).

N Class Database (2004): The N Class database on Environmental Hazard Classification version 5.1. Nordic Council of Ministers and European Chemicals (www.kemi.se/nclass/).

Nordisk Miljömärkning (2004): Svanmärkning av Småhus. Remiss. 089/1.0, September 2004. Sverige.

Pedersen, L.B. (2001): Plast og miljø. Ingeniøren|bøger.

Rasmussen, D. & L. Samsøe-Petersen (2003): Udvaskning af stoffer fra tagbelægninger. Økotoksikologiske vurderinger. Rapport til København Kommune, juli 2003. DHI - Institut for Vand og Miljø.

Statens Byggeforskningsinstitut (2004): Indeklimavurdering af linolieholdige byggematerialer. By og Byg Dokumentation 054.

Wawin (2004): Elrör typ flex: Miljödeklaration för plaströr av PVC, PE och PP. Sverige.

Wawin (2004): PE-rör: Miljödeklaration för plaströr av PVC, PE och PP. Sverige.

Bilag A

Information om byggepladser

Nedenstående introduktionsskrivelse blev udleveret på byggepladserne ved første besøg.

Bilag B

Registreringsskema

Omstående skema er et eksempel på de registreringsskemaer, som blev anvendt på byggepladserne til registrering af byggeprodukter.

Klik her for at se registreringsskema

Bilag C

Antal produkter pr. byggeplads pr. produkttype

Bilag D

Indholdsstoffer

Omstående tabel viser indholdsstofferne i de registrerede produkter. Handelsnavnene er anonymiseret.

Klik her for at se tabel

Bilag E

Indholdsstoffer i materialer

Nedenstående tabel angiver de identificerede og potentielle stoffer i de registrerede byggematerialer

a: Leverandør-/producentoplysninger
b: Pedersen 2001
c: Rasmussen & Samsøe-Petersen 2003
d: Demex Rådgivende Ingeniører 2002
e: Brocca et al. 2002
f: Miljødeklaration for plastrør (Wawin 2004)
g: Miljødeklartion for plastrør – Elrør (Wawin 2004)
h: Krogh 1999

1: Visse pigmenter
2: Visse kromforbindelser
3: Molybdæntrioxid
4: Visse organiske tinforbindelser og pigmenter

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.

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.

Bilag H

Sundhedsscorer

Omstående tabel viser kriterierne anvendt ved tildeling af sundhedsscorer.

Tabel H.1 Kriterier for sundhedsscorer

Klik her for at se Tabel H.1

Bilag I

Sundhedsresultater

Klik her for at se Figurer til Bilag I

Bilag J

Sundhedsdata - belastning for indeklima, hudkontakt og indånding

Omstående tabeller viser de samlede sundhedsdata for hvert enkelt produkt for henholdsvis indeklima, hudkontakt og indånding.

Tabel J.1 Sundhedsdata for indeklima

Klik her for at se Tabel J.1

Tabel J.2 Sundhedsdata for hudkontakt

Klik her for at se Tabel J.2

Tabel J.3 Sundhedsdata for indånding

Klik her for at se Tabel J.3

Bilag K

Miljødata og forbrugsopgørelser

Omstående tabel viser forbrugsopgørelserne fordelt på cases samt de samlede miljødata for hvert enkelt produkt brugt på hver af de tre byggepladser.

Tabel K.1 Miljødata

Klik her for at se Tabel K.1

Bilag L

Prioriteringsværktøj

Indledning

Prioriteringsmodellen er programmeret i Microsoftâ Access database (både i 2000 og i 2003).

Samtlige data er registreret og kan registreres i en række tabeller, hvor de vigtigste tabeller er

• ”T_Byggeplads”, som indeholder basale oplysninger for de enkelte byggepladser
• ”T_Byggepladsprodukt”, der indeholder data om forbrug af de enkelte kemikalier på den enkelte byggeplads
• ”Produkter”, som indeholder oplysninger om de enkelte kemikalier
• ”T_Indholdsstoffer”, som indholder oplysninger for de enkelte indholdsstoffer
• ”Indholdsstoffer”, som angiver hvilke indholdsstoffer, der indgår i produkterne, og i hvor høje koncentrationer

Beregningerne foretages primært i Visual Basic, og al kommunikation med brugeren vises ved brug af formularer, som alle er programmeret i Access.

Generelle knapper i værktøjet

Værktøjets elementer

Værktøjet er opdelt i tre dele:

1. Indtastningsdel, hvor også miljø- og sundhedsvurderingerne af kemikalierne foretages
2. Oversigt, hvor forskellige oversigtslister kan udtrækkes
3. Prioritering, hvor der kan foretages sammenligninger mellem forskellige byggerier og kemikalier

Skærmbillede S1 vises ved opstart af værktøjet.

Indtastning

 Ved tryk på knappen ”Indtastning” (fra skærmbillede S1) fremkommer skærmbillede S2. En ny byggeplads oprettes ved at trykket på -knappen.

Ved at bladre frem med -knappen kan der bladres frem til andre byggepladser, f.eks. byggepladsen Plejecenter Grønnegaden (skærmbillede S3).

Byggepladser
Følgende data er meget væsentlige at få indtastet for byggepladsen (se skærmbillederne S2 og S3):

• Byggeritypen, som anvendes i indeklimaberegningerne.
• Byggeriets levetid, som anvendes i beregningerne af miljøbelastningen
• Grundareal, køkkenareal, byggeareal, badeværelsesareal, tagareal, gulvareal i det omfang disse benyttes som normeringsfaktorer. Gulvarealet skal dog registreres, da den indgår i beregningen af forbrugsscoren i sundhedsbelastningsberegningerne
• Kemikalieforbrug. Kemikalieforbruget registreres under fanebladet ”Kemikalieforbrug”. Følgende ting skal bemærkes:
  • Hvis forbruget af det samme kemikalie på den samme byggeplads skal registreres flere gange, er det nødvendigt at specificere under hvilke entrepriser, anvendelserne af kemikaliet er sket. En ny entreprise kan registreres i databasen ved at trykke på knappen: , hvorved skærmbilledes S4 fremkommer. Her kan alle registrerede entrepriser ses og rettes, og en ny entreprise kan registreres.
  • Kemikaliets levetid. Det er nødvendigt at registrere levetiden, idet den benyttes i beregningerne af miljøbelastningen
  • Byggeperioden og registreringen af i hvilke dele af byggeriet, kemikaliet anvendes, er ikke absolut nødvendige at indtaste, idet de p.t. ikke anvendes i beregningerne. En ny bygningsdel, som endnu ikke er registreret i databasen, kan registreres ved at trykke på knappen: , hvorved skærmbillede S5 fremkommer. Her kan alle registrerede bygningsdele ses og rettes, og en ny bygningsdel kan registreres.
  • Det anbefales at angive forbruget og den mængde, der går til affald, i den aktuelle registrerede enhed samt angive omregningsfaktoren (den faktor, som skal ganges på henholdsvis forbruget og affaldsmængden for at få forbruget/affaldsmængden i kg). Værktøjet foreslår automatisk en omregningsfaktor, hvis enheden er registeret i databasen. En ny enhed kan registreres ved at trykke på knappen: , hvorved skærmbillede S6 fremkommer. I dette skærmbillede kan en ny enhed registreres, samtidigt med at omregningsfaktoren angives. Endeligt angives det, hvis enheden er en volumenenhed, f.eks. m³, m², L.
• Emissioner. De nødvendige data til beregning af emissionerne registreres under fanebladet ”Emissioner” (se skærmbillede S7). Aktuelle værdier for emissioner kan indtastes ved at aktivere knappen: . Herved fremkommer skærmbillede S8. Her er det muligt at indtaste specifikke emissioner, enten for et kemikalie eller et indholdsstof.
• Kemikaliedata. Nye kemikalier og deres egenskaber kan registreres og rettes ved at trykke på knappen: . Herved vises skærmbillede S8, hvor det kemikalie, som der er fokus på i byggepladsregistreringen, vises som udgangspunkt. Ved at trykke på knappen vises samtlige kemikalier og ved et tryk på knappen vises kun det kemikalie, der er i fokus i byggepladsregistreringsdelen.

Kemikalier
Følgende data er meget væsentlige at få indtastet for kemikaliet (se skærmbillederne S9-S15):

• Produkttype, hvor det er muligt at vælge mellem allerede registrerede produkttyper. Nye produkttyper kan registreres i databasen ved tryk på knappen , hvorved der bliver åbnet for et skærmbillede, der muliggør indtastning af nye produkttyper, samt redigering af allerede registrerede produkttyper.
• Leverandør, hvor det er muligt at vælge mellem allerede registrerede leverandører. Nye leverandører kan registreres i databasen ved tryk på knappen , hvorved der bliver åbnet for et skærmbillede, der muliggør indtastning af nye leverandører, samt redigering af allerede registrerede leverandører.
• Blandbarhed med vand (fuldstændigt blandbar, delvist blandbar, ikke blandbar). Denne information benyttes ved beregningen af frigivelsen af kemikalierne (under fanebladet ”Diverse fysisk-kemiske data” (S9)).
• Flygtighed (flygtig, ikke-flygtig). Denne information benyttes ved beregningen af frigivelsen af kemikalierne (under fanebladet ”Diverse fysisk-kemiske data” (S9)).
• Hvis der er tale om et materiale, f.eks. tagpap, hvor forbruget typisk angives i forbrugt m², eller rør, hvor forbruget typisk opgøres i løbende m, er det nødvendigt med en omregningsfaktor, så forbruget kan beregnes i kg (angives under fanebladet ”Diverse fysisk-kemiske data” (S9))
• Klassificering og kodenummer for produktet (under fanebladet ”Sikkerhedsdatablade m.m.” (S10)) (indgår i farlighedsscorerne)
• Hvorvidt kemikaliet er indeklimamærket (under fanebladet ”Sikkerhedsdatablade m.m.” (S10)). Dette angives til beregning af sundhedsbelastningen i indeklimaet.
• Affaldsbehandling (genanvendelse eller afbrænding) (under fanebladet ”Affaldskoder” (S11)).
• Farlighedsprofil (både sundhed og miljø) (under fanebladet ”Farlighedsprofil” (S12)). Det er muligt at bede systemet om at beregne de forskellige farlighedsscorer ved tryk på knappen . Herved fremkommer skærmbillede S13, hvor brugeren selv skal tage stilling til, hvorvidt de beregnede data skal indsættes i databasen.
• Indholdsstoffer. De indholdsstoffer, der haves kendskab til, indtastes ved tryk på knappen , hvorved skærmbillede S14 fremkommer. Der er ingen øvre grænse for antallet af indholdsstoffer i kemikaliet. Indholdet kan indtastes som et interval eller som en fast værdi.
• Fra skærmbillede S14 og ved tryk på knappen er det muligt at indtaste data for stofferne (se skærmbillede S15). Hvis der er tilgængelige oplysninger for klassificering, flygtighed, vandopløselighed, grænseværdi samt kodenummer, bør disse data indtastes, da de i givet fald indgår i beregningerne.

Oversigt

Ved tryk på knappen ”Oversigt” (fra skærmbillede S1) fremkommer skærmbillede S16. Herfra er det muligt at vælge mellem følgende oversigter (S16):

• Forbrugte mængder af de enkelte kemikalier og materialer (S17)
• Antal forskellige kemikalier (for hver registreret byggeplads) (S18)
• En oversigt over den samlede miljøbelastning (for hver registreret byggeplads) (S19)
• En oversigt over den samlede sundhedsbelastning fordelt på indeklima og arbejdsmiljø (eksponering via hud og indånding) (S20)

Prioritering

Ved tryk på knappen ”Prioritering” (fra skærmbillede S1) fremkommer skærmbillede S21. Herfra er det muligt at vælge mellem følgende oversigter (S21):

• Miljø (samme skærmbillede som i skærmbillede S19) fremkommer
• Indeklima (S22), hvor kemikalierne er opdelt efter produkttype og efterfølgende sorteret efter deres indeklimarisikoscore
• Arbejdsmiljø - indånding (S23), hvor kemikalierne er opdelt efter produkttype og efterfølgende sorteret efter deres arbejdsmiljø(indånding)risikoscore
• Arbejdsmiljø - hudkontakt (S23), hvor kemikalierne er opdelt efter produkttype og efterfølgende sorteret efter deres arbejdsmiljø(hudkontakt)risikoscore

Det skal bemærkes, at det er muligt at skifte mellem de fire forskellige muligheder.

Skærmbilllede S1
Hovedmenu

Skærmbilllede S2
Indtastning

Skærmbilllede S3
Indtastning af data for Plejecenter Grønnegaden

Skærmbilllede S4
Indtastning af entrepriser

Skærmbilllede S5
Indtastning af bygningsdele

Skærmbilllede S6
Indtastning af enheder samt omregningsfaktorer

Skærmbilllede S7
Indtastning af data til beregning af emissionen

Skærmbilllede S8
Indtastning af specifikke emissionsdata

Skærmbilllede S9
Indtastning af kemikaliedata

Skærmbilllede S10
Indtastning af kemikaliedata – klassificering mv.

Skærmbilllede S11
Indtastning af kemikaliedata – affaldskoder mv.

Skærmbilllede S12
Indtastning af kemikaliedata – farlighedsprofil

Skærmbilllede S13
Beregnede farlighedsscorer. Hvis en værdi ikke ønskes indsat i databasen, skal det markeres i det relevante check-felt.

Skærmbilllede S14
Indtastning af kemikaliedata – indholdsstoffer

Skærmbilllede S15
Indtastning af data for indholdsstoffer

Skærmbilllede S16
Menu for forskellige typer oversigter

Skærmbilllede S17
Oversigt over forbrugte kemikalier

Skærmbilllede S18
Oversigt over typer på anvendte kemikalier

Skærmbilllede S19
Oversigt over den beregnede miljøbelastning (her for Plejecenter Grønnehaven)

Skærmbilllede S20
Oversigt over den beregnede sundhedsbelastning (her for Plejecenter Grønnehaven)

Skærmbilllede S21
Valg af byggeplads samt parameter

Skærmbilllede S22
Oversigt inden for hver produkttype over indeklimabelastningen fra de enkelte kemikalier (”Indeklima”-knappen valgt)

Skærmbilllede S23
Oversigt inden for hver produkttype over arbejdsmiljøbelastningen (indånding) fra de enkelte kemikalier (”Arbejdsmiljø (indånding)”-knappen valgt)

Skærmbilllede S23
Oversigt inden for hver produkttype over arbejdsmiljøbelastningen (hudkontakt) fra de enkelte kemikalier (”Arbejdsmiljø (hudkontakt)”-knappen valgt)

| Til Top | | Forside |

Version 1.0 Januar 2007 • © Miljøstyrelsen.