| Indhold |
Økologisk byfornyelse og spildevandsrensning, 12
Miljøvurdering af kemiske stoffer i byggevarer
Indholdsfortegnelse
Det er regeringens mål at fremme en bæredygtig udvikling i samfundet som helhed og
dermed også fremme en bæredygtig udvikling af bygge- og anlægssektoren. Der skal være
en afkobling mellem den økonomiske vækst og stigende miljøbelastning og anvendelse af
ressourcer.
Dette projekt tager udgangspunkt i, at der i sektoren anvendes et stort antal
byggevarer med et indhold af kemiske stoffer, som man kan være interesseret i at kende
miljøbelastningen af. Der er derfor behov for at få udviklet praktisk anvendelige
metoder til miljøvurdering af kemiske stoffer i byggevarer.
Formålet med denne rapport er at beskrive udviklingen af en metode, der baserer sig
på en allerede udviklet scoremetode til vurdering af kemiske stoffer i byggevarer.
Endvidere angives resultaterne af en afprøvning af metoden på produkter, der benyttes
til vandtætning af badeværelser.
Miljøstyrelsen og By- og Boligministeriet har ikke medvirket direkte ved udformningen
af rapporten og deler ikke nødvendigvis forfatternes synspunkter.
Miljøstyrelsen og By- og Boligministeriet. April 2001.
I Danmark markedsføres flere tusinde byggevarer, og nogle af disse kan indeholde
farlige stoffer. De mange byggevarer gør det vanskeligt at få overblik over hvilke
byggevarer, der indeholder de farlige stoffer.
I dag benyttes livscyklusvurderinger (LCA) til at beregne alle effekter, der opstår
ved brug af produkter set over hele livsforløbet, fra råstofudvinding til bortskaffelse
af materialer eller fra natur til natur. Vurdering af effekter fra kemiske stoffer indgår
således i livscyklusvurderinger, men der mangler data og modeller til beregning af
potentielle effekter fra kemiske stoffer i visse faser af en byggevares livsforløb. Der
er derfor et behov for at vurdere effekter fra kemiske stoffer på en forenklet måde.
Projektets formål er at tilpasse og dernæst afprøve en allerede udviklet metode på
kemiske stoffer i byggevarer. Metoden baseres på let tilgængelige data, som kan
fremkomme f.eks. ved miljøvaredeklaration af byggevarer og bør omfatte alle faser i
livsforløbet. I dette projekt lægges der vægt på brugs- og bortskaffelsesfasen.
Projektet omfatter en oversigt over eksisterende metoder, en diskussion af deres
egnethed, en kortlægning af farlige stoffer i almindeligt anvendte vandtætningssystemer
til badeværelser samt en afprøvning af en tilpasset metode på to vandtætningssystemer.
Vandtætningssystemer er valgt, fordi der eksisterer mange produkter, og en del
indeholder farlige stoffer. Metoden vil gøre miljøvurdering af hele badeværelser mere
fuldstændig. En miljøvurdering vil således supplere øvrige oplysninger, som i dag
gives for de forskellige badeværelsesløsninger, (By- og Boligministeriet, 1999).
Litteraturen angiver flere forenklede metoder til at vurdere kemiske stoffer. Tabel 1
giver en oversigt over metoder, der er anvendt i dette projekt.
Tabel 1.
Enkle metoder til vurdering af kemiske stoffer.
Type |
Metoder |
Listning |
Listning af stoffer |
Mængden af forskellige kategorier af
stoffer |
Type 1, 2, 3 stoffer
UPH-metode 1) |
Scoremetoder |
UMIP-screeningsmetode 2) |
EURAM-metode 3) |
1) UPH = Uønskede Problematiske Håndterbare stoffer.
2) UMIP = Udvikling af Miljøvenlige IndustriProdukter.
3) EURAM = European Risk Ranking Method.
Her benyttes EURAM-metoden til at vurdere kemiske stoffer i byggevarer. EURAM-metoden
vælges dels fordi metoden er accepteret i EU til at prioritere kemiske stoffer, der
efterfølgende skal gennemgå en risikovurdering, dels fordi scoren både for eksponering
og for effekt fastlægges ud fra en nuanceret vurdering.
Det er ønskeligt, at den valgte metode kan opfylde følgende krav:
 | Skal være baseret på let tilgængelige data |
 | Skal tage hensyn til hvor byggevaren anvendes |
 | Vurderingen skal være overkommelig at udføre |
 | Resultaterne skal kunne kommunikeres som en del af miljøprofiler for bygningsdele. |
Listning anvender officielle lister, idet disse dækker et bredt udvalg af stoffer og
indeholder stoffer, som myndighederne prioriterer, da de har særligt betænkelige
effekter. Listerne er desuden nemt tilgængelige, (kan downloades fra Miljøstyrelsens
hjemmeside, www.mst.dk), og det er muligt at få
oplysninger om indhold af farlige stoffer i produkter, hvis produkterne har et
sikkerhedsdatablad.
Tabel 2.
Vurdering af metoder ud fra de opstillede krav.
|
Data tilgængelige |
Inkludere anvendelse |
Vurdering være over-
kommelig |
Kommunikeres
med miljøprofil |
Listning |
+ |
- |
(-) |
- |
Mængde af forskellige kategorier af
stoffer |
+ |
- |
(+) |
+ |
Scoremetoder |
|
|
|
|
UMIP-screeningsmetode |
+ |
- |
+ |
+ |
Mod. EURAM-metode |
- |
+ |
+ |
+ |
Ved listning af stoffer kan alle oplysninger viderebringes, og det fremgår tydeligt,
om produktet indeholder f.eks. uønskede stoffer. Oplysninger kan nemt gives i en
miljøvaredeklaration. Listningen tager imidlertid ikke højde for hvor i livsforløbet,
påvirkningerne forekommer og heller ikke hvilken effekt, en påvirkning kan medføre.
Miljøvaredeklarationer af byggevarer i Sverige lister i dag stoffer fra officielle
lister, og oplysningerne lagres i databaser, som gør det overkommeligt at udnytte disse
oplysninger (Sandahl, 1997). En listning synliggør "listestoffer" i produktet,
og derved om der på denne baggrund bør foretages et fravalg af produktet
("blacklistning"). Ofte vil et fravalg ske i tæt samarbejde med miljøeksperter
for at kunne vurdere både fordele og ulemper ved anvendelse af byggevaren. Metoden kan
således bruges, når der skal vælges mellem byggevarer. For bygningsdele eller bygninger
kan der fremkomme lange lister, og tolkning af disse lister må ske i samarbejde med
miljøeksperter.
En forenklet vurdering af stofferne sker ved at angive mængde af forskellige
kategorier af stoffer som et mål for kemibelastningen. Begge metoder (type 1, 2 og 3
stoffer og UPH-metoden) inddeler stofferne i forskellige kategorier, som baserer sig på
stoffernes fareklassifikation. Alle stoffer i samme kategori tildeles samme vægt, og der
tages ikke hensyn til forskel i stoffernes iboende egenskaber. Metoden giver resultater,
der kan indgå i miljøprofiler for bygningsdele og egner sig desuden til opgørelser af
bygninger eller større dele heraf. Metoden opgør forbruget af sundheds- og
miljøbelastende stoffer, og resultatet kan således sammenlignes med et opstillet mål
f.eks. en reduktion i brug af sundheds- og miljøbelastende stoffer.
UMIP-screeningsmetode og EURAM-metode er scoremetoder, hvor der tildeles en score for
eksponering og en for effekt. Metoderne opfylder ikke alle de opstillede krav. Det har
derfor været nødvendigt at modificere EURAM-metoden, således at den specifikt omfatter
effekter i indeklima og ved deponering af materialer, som der fokuseres på i dette
projekt. Styrken ved scoremetoder er, at der sker en vurdering på en standardiseret måde
af komplicerede problemer, hvori der indgår mange parametre, og at metoden således
fører til et enkelt tal for kemibelastningen. Dette tal kan benyttes, f.eks. når der er
tale om dokumentation af en bygning, eller når der skal vælges mellem alternativer, hvor
flere indikatorer skal håndteres, og det derfor er nødvendigt at have ét tal for
kemibelastningen. I dag vælges der i sådanne situationer ud fra subjektive skøn, hvor
der ikke redegøres for hvilke parametre, der benyttes og hvilken vægt, der tillægges
den enkelte parameter.
Ulempen ved scoremetoder er, at der tabes en del detaljeret viden, men det er vigtigt
for accept af metoderne, at der klart redegøres for hvilke parametre, der benyttes til at
fastlægge scoren, og om der foretages en normalisering og en vægtning af scorerne, hvis
der aggregeres f.eks. til ét tal. Tabel 3 angiver parametre til at fastlægge skala for
scorer.
Scoren for eksponering fastlægges ud fra kvantitative parametre som mængde og
oktanol/vand fordelingskoefficient, og scoren for effekt baseres på kvalitative parametre
som risikosætninger. Skalaen for effektscoren er ofte en arbitrær skala der er fastsat
af eksperter ud fra hvilke effekter stoffet medfører. Scoren for sundhedseffekter bruger
i UMIP-screeningsmetoden en arbitrær skala og i EURAM-metoden baseres skalaen på en
rangordning ud fra risikosætninger. I den modificerede EURAM-metode fastlægges
scoren for effekt ud fra grænseværdi for slimhindeirritation eller lugtgrænse, dvs. en
kontinuerlig skala, hvilket bedre afspejler den reelle effekt, end når scoren baseres på
en rangordning af risikosætninger. Skalaen for scoren for effekter i miljøet beregnes ud
fra toksicitetsdata for vandlevende organismer. Hvis resultaterne af scoremetoder skal
indgå i miljøprofiler for bygningsdele, er det vigtigt, at der sker en normalisering og
vægtning efter samme principper, som gælder for de øvrige effekter i miljøprofilen.
Tabel 3.
Oversigt over parametre i de omtalte scoremetoder.
Se her!
I projektet indhentes der oplysninger om de almindeligt anvendte vandtætningssystemer
fra produktinformations- og sikkerhedsdatablade. Der indgår farlige stoffer i membraner
og primer, men kortlægningen af farlige stoffer i produkterne giver ikke altid et
rimeligt skøn for risici ved brug af produkterne. I tokomponentprodukter reagerer
komponenterne med hinanden og giver derfor ikke effekter senere i produkternes
livsforløb. En oversigt over tilstedeværelse af farlige stoffer giver derfor først og
fremmest en grov vurdering af eventuelle risici i arbejdsmiljøet, men der kan også
opstå effekter i det ydre miljø, hvis blandingen af de to komponenter ikke sker korrekt.
De farlige stoffer er fortrinsvis organiske opløsningsmidler i primeren, og en enkelt
membran benytter chlorparaffiner som blødgøringsmiddel. Det har ikke været muligt at
få oplysninger om den totale sammensætning af de valgte vandtætningssystemer.
Oplysninger er især baseret på sikkerhedsdatablade, som fortrinsvis giver indholdet af
sundhedsskadelige stoffer og ikke i så høj grad indholdet af miljøfarlige stoffer.
Vandtætningssystemerne kan indeholde mange stoffer som rester af monomer,
dispersionsmidler, konserveringsmidler, opløsnings- og filmdannende midler,
pH-reguleringsmidler samt evt. blødgøringsmidler. Disse nævnes ikke altid i
sikkerhedsdatabladene, enten fordi stofferne ikke er farlige, og/eller fordi indholdet er
meget lavt. Det ville være ønskeligt, at det i et projekt som dette var muligt at
udvikle/afprøve metoder på fulde recepter.
Det er valgt at afprøve en modificeret EURAM-metode på to vandtætningssystemer, et
vandtætningssystem med en primer og en membran af acrylat og et vandtætningssystem med
en primer af tokomponentepoxy og en membran af acrylat, idet der især lægges vægt på
at bestemme effekter i indeklima og ved deponering. Andre metoder afprøves også for at
kunne sammenligne med resultaterne fra den modificerede EURAM-metode. Alle metoderne
bygger på, at der kan skaffes oplysninger som anvendt mængde og indhold af farlige
stoffer.
Resultaterne af afprøvningen viser, at det er vanskeligt at gennemføre en forenklet
vurdering af byggevarers påvirkning af indeklimaet. Først og fremmest kan eksponering
til indeklimaet ikke bestemmes ud fra stoffets egenskaber alene, men kræver målinger af
afgasningen, og da disse ikke eksisterer, må en simpel vurdering derfor basere sig på
den anvendte mængde. Et andet problem er, at grænseværdier for slimhindeirritation og
lugtgrænse mangler for en del stoffer i de valgte produkter. Dette kan bl.a. skyldes, at
stofferne i tokomponentprodukter ikke normalt vil emitteres til indeklimaet. Der anvendes
default-værdier, men resultaterne giver ikke et realistisk billede, når der er anvendt
default-værdier for næsten alle stoffer i et produkt.
Scoremetoder giver en mere realistisk vurdering af effekterne ved bortskaffelse, idet
metoderne omfatter vigtige egenskaber som bionedbrydelighed og bioakkumulering.
Vurderingen baseres på toksiske data for indholdsstoffer i produkterne, og der tages ikke
hensyn til, at nogle komponenter reagerer med hinanden, og derfor muligvis slet ikke
forekommer i bortskaffelsesfasen.
Resultaterne viser også, at det er muligt at anvende andre forenklede metoder,
listning og mængde af forskellige kategorier af stoffer, men resultaterne afhænger af
den enkelte metode. Metoderne giver dog samme rangorden af de to produkter, idet produkt 1
er bedre end produkt 2.
Der er i dag et behov for at kunne anskueliggøre belastninger fra kemiske stoffer i
bygningsdele bedre, end det gøres ved de nuværende LCA-modeller. Projektet har
imidlertid vist, at det kan være meget vanskeligt at benytte metoder, der tager hensyn
til de enkelte faser, da der mangler data for emissioner, toksiske data for stofferne og
modeller til beregning af effekter i visse faser af livsforløbet. Dette bevirker, at
vurderingen af kemiske stoffer på nuværende tidspunkt må baseres på oplysninger om
anvendt mængde af det pågældende produkt og indhold af farlige stoffer i produktet.
Det anbefales at benytte en enkel metode, se figur 1, der bestemmer mængde af
forskellige kategorier af stoffer (f.eks. mængden af type 1, 2 og 3 stoffer), idet denne
metode er nem at bruge og giver et overskueligt mål for kemibelastningen. Metoden
tydeliggør således brug af uønskede og farlige stoffer og fremmer, at der fokuseres på
en reduktion i brugen af disse stoffer.
Der har i følgegruppen til projektet været kritik af scoremetoder, f.eks. er
scoremetoder for grove til at vurdere effekter i arbejdsmiljøet og indeklimaet. Det
anbefales ikke at bruge scoremetoder til at vurdere effekter i arbejdsmiljø, idet der i
hvert enkelt tilfælde må fremskaffes detaljerede oplysninger om produkternes
sammensætning, og der må benyttes eksperter til at vurdere effekter fra kemiske stoffer
i stofferne. For effekter i indeklima anbefales der i stedet at fremme indeklimamærkning
af flere byggevarer. Kritikken af scoremetoder rammer selve grundideen med metoderne, idet
scoremetoder netop skal give et overskueligt resultat, men det er vigtigt, at der altid
redegøres for, hvad der er vurderet, og hvorledes scoren er fastlagt, samt hvis det er
ønskeligt at baggrundsdata kan fremskaffes.
Figur 1.
I figuren er vist muligheder for valg af metoder. I dette projekt anbefales mængde af
forskellige kategorier af stoffer, så længe der mangler data og modeller i de
forskellige faser af livsforløbet.
Det er væsentligt, at der i fremtiden arbejdes videre med metodeudvikling i
LCA-modeller, således at effekter i arbejdsmiljø, indeklima og miljøbelastninger fra
deponering af materialer kan vurderes. Det anbefales at fokusere på udvikling af
modeller, der udnytter data fra indeklimamærkningen og at fremskaffe data for
udvaskningen af byggeaffald, som kan indgå i modeller til vurdering af miljøeffekter i
forbindelse med deponering af affald.
The building sector uses numerous products (several thousands) many of which contain
chemicals, some have harmful effects on human and environmental health. Due to the limited
access of data the impacts of chemicals can be overlooked, e.g. in eco-profiles of
building elements. The reason is lack of product-specific emissions by manufacturing
chemical products, e.g. waterproofing systems and sealants. Besides, most LCA models do
not include assessment of emissions in working environment, indoor climate or from
disposal processes.
This project aims to adapt an existing method for assessing chemicals and test it on
selected construction products. The method should use easily available data, e.g. produced
in environmental declarations of construction products, and include the whole life cycle
of the materials. However, this project will focus on important life cycle phases, indoor
climate and disposal.
The project gives an overview of simple existing methods and discusses their
suitability for assessing chemicals in construction products. One method is adapted and
then tested on waterproofing systems. Waterproofing systems are recommended for different
types of bathrooms, and many products are available some containing dangerous substances.
An assessment of chemicals together with eco-profiles of building elements can supplement
technical information already available for the different types of bathrooms.
Today several simple methods for assessing chemicals exist, but in this project the
stipulated requirements to the method were:
 | To use easily available data |
 | To consider the application of the product |
 | Assessments should be easy to make |
 | Results can be communicated combined with an eco-profile of a building element. |
In general chemicals can be assessed in different ways:
 | Indicating the occurrence of substances on various lists of harmful substances (i.e.
lists of substances, the use of which should be restricted due to their hazardous
properties, persistence or other properties). |
 | Indicating the amount of substances in specific hazard categories, e.g. undesirable,
problematic and non-problematic. |
 | Score methods. |
Listing of chemicals use the same order of priorities as the authorities and include
all information about the chemicals, but it may be difficult to get an overview of
chemicals in building elements or buildings. In Denmark the environmental authorities use
three lists, list of undesirable substances, list of effects and list of dangerous
substances (available at www.mst.dk).
The amount of specific hazardous categories, (e.g. type 1, 2 and 3 or unwanted,
problematic or non-problematic) can be used as indicators of potential impacts from
chemicals. The methods give results for building elements or buildings that are easy to
communicate, but some detailed information is lost. All substances in the same category
contribute equally, and special properties of some substances are not considered.
The project uses two score methods, EURAM (European Risk Ranking Method) and EDIP
screening method (Environmental Design of Industrial Products), both using a
score for exposure and effect, and then multiply the scores.
EURAM was used to rank high production volume chemicals, which afterwards went through
a risk assessment. The principles for calculating scores according to EURAM were adapted
to construction products.
Score for exposure in the indoor climate was calculated from the amount of substance
used, as emissions from construction products cannot be calculated from the properties of
the substances (vapour pressure/boiling point, octanol-water partition coefficient). The
effect score was based on odour detection limit. According to EURAM the score for human
health was based on the classification of hazardous substances (Risk phrases).
Score for exposure from disposal of products was calculated from the amount of
substance used and some properties (vapour pressure/boiling point, octanol-water partition
coefficient, and biodegradation). The effect score was based on the aquatic toxicity (LC50)
for water organisms as in EURAM.
The EDIP method based the score for exposure on qualitative criteria (expected
emission, biodegradability and accumulation potential), and score for effect was based on
the classification of chemicals (Risk phrases).
Score methods give figures for the impacts from chemicals but it is important to give
an overview of parameters and how the scale for these parameters are defined, see table 3.
Table 3.
Score method parameters.
|
Human health |
Environmental health |
|
Exposure |
Effect |
Exposure |
Effect |
EDIP screening method |
Assessment of exposure and assessment
based on Risk phrases
(R53, R58) |
Scales 1, 2, 4 based on Risk phrases |
Assessment of exposure and assessment
based on Risk phases
(R53, R58) |
Scales 1, 2, 4 based on Risk phrases |
EURAM |
Amount used etc. |
Ranking based on Risk phrases |
Amount used etc. |
Calculated from LC50 for water
organisms |
EURAM
modifications, (see chapter 4) |
Amount |
Score based on odour limit value |
Amount used etc. |
Calculated from LC50 for water
organisms |
Score methods were developed to assess complex problems with many parameters in a
standardized way that gives easily understandable results useful for documentation of
buildings when comparing alternatives. Often the comparison is made on a subjective basis
with no documentation of which parameters have been included.
The disadvantages are that detailed information is lost, but it may be possible to get
background information about the included parameters and the scales used.
There have been many problems with waterproofing of bathrooms, and consequently several
types have been developed and some have recommended use of waterproofing systems. The
systems consist of a primer and a membrane. Information about waterproofing systems has
been collected from product information sheets and safety sheets. Some primers contain
organic solvents and one contains chlorinated paraffins, but the safety sheets give
information only about dangerous substances above a specific level, and it has not been
possible to get complete compositions of primers and membranes. In addition, the safety
sheets only provide information about chemicals in a product, but chemicals in
two-component products may react and therefore pose no risk of impacts in the indoor
climate and the disposal processes.
The mentioned score methods assess chemicals in two waterproofing systems, one with a
two-component epoxy primer and one with an acrylate primer, both with an acrylate
membrane. The two-component primer contains several dangerous substances, and the acrylate
primer contains some organic solvents.
Indoor climate
Modifications of EURAM show that it is difficult to use the method due to lack of data
on emissions and odour detection limits. Therefore the exposure score is based on the
amount of chemicals used and default values for the odour detection limits, but for
two-component primers the results did not provide a good indicator for impacts from
chemicals as default values are used for nearly all the components.
Disposal
The results from the adapted EURAM show that it is possible to
make an assessment of the chemicals in products, but for two-component products the
chemicals may have reacted to other substances.
Today eco-profiles do not include all important potential impacts from chemicals
because environmental data for chemicals are incomplete. Furthermore, LCA models most
often do not include life cycle phases where chemicals may impact, e.g. indoor climate and
disposal. Therefore, it is necessary to develop other assessment methods for chemicals.
From the application of different methods it can be emphasized that very simple methods
should be used so long as life cycle assessments do not include impacts in the indoor
climate and from disposal due to lack of data and models. At present it may be possible
instead to list substances or to indicate the amount of specific categories of substances.
However, efforts to obtain more data on chemicals and to develop generally accepted score
methods should be intensified.
Experts on human health and the working environment have criticized the methods for
being too simple for assessing impacts in the working environment and indoor climate.
Detailed information about the amount and type of chemicals in products is necessary for
the assessment of impacts in the working environment. For the indoor climate the labelling
of more products should be intensified, and the results from the labelling should be
utilized the LCA.
Figure 1.
The figure shows the possibilities for selection of methods. The method calculating
the amount of hazard categories is recommended, so long as there is a lack of data and
models for the different phases in life cycle assessments.
Der anvendes mange byggevarer med farlige stoffer. I 1995 anvendte bygge- og
anlægssektoren således ca. 6.000 produkter med farlige stoffer, og følgende produkter
indeholdt uønskede stoffer:
 | Maling og lak |
 | Lime |
 | Fugemasser |
 | Plastprodukter |
 | Affedtningsmidler |
 | Opløsningsmidler |
 | Vaske- og rengøringsmidler |
 | Imprægneret træ, (Miljøstyrelsen, 1996). |
Det er i dag erkendt, at nogle kemiske stoffer i byggevarer giver anledning til
sundhedsskader og/eller skader i det ydre miljø. Nogle af stofferne er i dag forbudt,
eller der er krav om en begrænset anvendelse, men stofferne kan stadig i forbindelse med
bortskaffelse af affald give risiko for skader. Der savnes oplysninger om kemiske stoffer.
Således vil nogle stoffer ikke være klassificeret på grund af manglende data, og den
lange levetid for produkterne i bygninger gør det sandsynligt, at flere kemiske stoffer i
løbet af en bygnings levetid klassificeres som farlige. Det er derfor væsentligt at få
overblik over hvilke byggevarer, der indeholder farlige stoffer. Det er ligeledes vigtigt,
at denne information videregives på en overskuelig måde, idet den skal forstås og
anvendes af de mange parter med forskellig baggrund, der involveres i løbet af en
bygnings levetid.
Livscyklusvurderinger (LCA) omfatter beregning af alle potentielle effekter, der
opstår ved brug af produkter set over hele livsforløbet, fra råstofudvinding til
bortskaffelse af materialer eller fra natur til natur, se figur 2.
Beregning af de potentielle effekter sker ved at multiplicere den emitterede mængde af
et stof med en effektfaktor, der er specifik for det pågældende stof og effekt.
Effektfaktoren fastlægges ud fra kendskab til både stoffets skæbne og dets potentielle
effekter, men da kemiske stoffer kan forårsage mange forskellige effekter, må hvert
enkelt stof vurderes med hensyn til dets potentielle effekter. Denne vurdering er særlig
vanskelig, fordi alle kemiske stoffer i princippet kan bidrage til toksicitet, og fordi
der kun for et fåtal af stofferne findes toksiske data. Effektfaktorer for human
toksicitet og økotoksicitet varierer for de forskellige LCA-modeller, der anvendes i
Europa.
Se her!
Figur 2.
Figuren viser, at der tilføres ressourcer som energiråstoffer, materialeråstoffer,
vand og landskab, og der opstår miljø- og sundhedseffekter i løbet af en bygnings
livsforløb.
The figure shows the supply of resources (energy, materials, water and landscape)
and impact categories in the life cycle of a building (greenhouse effects, acidification,
eutrophication photochemical oxidants formation, human toxicity (water and air),
ecotoxicity, human health in the work environment and in the indoor climate together with
changed landscape).
1.1.1 Fremstilling af byggevare
Der bruges kemiske stoffer ved fremstilling af byggevarer, f.eks. tilsættes der
stoffer for at ændre byggevarens tekniske egenskaber.
I dag er det som regel muligt at fremskaffe oplysninger om indholdet af farlige stoffer
i byggevarer, og muligvis kan energiforbrug til fremstilling af disse stoffer skønnes.
Der mangler imidlertid data for produktspecifikke emissioner ved fremstilling af
stofferne, og det synes også i fremtiden at være overordentligt vanskeligt at fremskaffe
disse data.
1.1.2 Opførelse af bygningen
På byggepladsen anvendes der byggevarer med kemiske stoffer til imprægnering og
overfladebehandling, men der mangler data for emissioner til arbejdsmiljøet. Nyeste
erfaringer viser, at det i livscyklusvurderinger er muligt at inkludere effekter i
arbejdsmiljøet på brancheniveau, men ikke på produktniveau.
I dag sker reguleringer af arbejdsmiljøet ved, at der angives en MAL-kode for et
kemisk produkt med farlige stoffer. MAL-kode består af to tal (koder), hvortil der er
knyttet regler for sikkerhedsforanstaltninger for at undgå henholdsvis skader ved
indånding af dampe og skader på hud og øjne. For kemiske produkter med farlige stoffer
udarbejdes der sikkerhedsdatablade, og i dag er der etableret en database, som samler
sikkerhedsdatablade for produkter, der bruges under opførelse af bygninger, (en
demoversion er tilgængelig på internettet: www.entrep-bst.dk).
I "Center for kemikalier i industriel produktion" arbejdes der i tæt samarbejde
med producenter med udvikling af modeller, der kan benyttes, når der skal ske en
substitution af stoffer til mindre farlige stoffer.
1.1.3 Vedligehold og brug af bygningen
Der bruges materialer til vedligehold og renovering af bygninger. Ud fra erfaringer
fastsættes type og mængde af disse materialer. Oplysningerne indgår sammen med andre
miljødata for materialerne i livscyklusvurderinger.
Under brug kan der ske afgasninger fra byggevarer til indeklimaet, som kan give
sundhedseffekter. I Dansk IndeklimaMærkningsordning (DIM) måles afgasninger, og
ordningen vurderer effekter fra disse afgasninger. Der angives således en tid inden for
hvilken, der kan være risiko for sundhedsbelastninger. Data fra DIM kan benyttes til at
beregne effekter i indeklima efter samme paradigme som de øvrige effekter i den danske
livscyklusmodel, UMIP-modellen (Udvikling af Miljøvenlige IndustriProdukter) og således
indgå i livscyklusvurderinger. Effekter i indeklimaet kan dermed tydeliggøres i
oversigter over miljøbelastninger fra bygningsdele, og der kan således på et meget
tidligt tidspunkt i bygningens livsforløb tages hensyn til indeklimaet.
1.1.4 Nedrivning og bortskaffelse
I dag opgøres mængder af forskellige typer affald, der opstår ved nedrivning af
bygningen. Der vurderes, om affaldet kan genbruges, om materialerne kan genindvindes, om
energien i materialet kan udnyttes ved forbrænding af materialet, eller om affaldet skal
deponeres. I livscyklusmodeller skelnes der mellem volumenaffald, farligt affald samt
slagge og aske.
Meget af byggeaffaldet benyttes i dag som delkomponent i veje (alternativ til stabilt
grus), og der er således risiko for, at der kan ske udvaskning til miljøet, men der
mangler data for udvaskning af byggeaffald. Der arbejdes i dag med modeller, der beregner
effekter fra deponering af affald, men der arbejdes ikke specifikt med byggeaffald.
I dag indeholder livscyklusmodeller således ikke effekter fra kemiske stoffer, enten
fordi der mangler data for emissioner, eller fordi der mangler modeller til beregning af
potentielle effekter i visse dele af livsforløbet for et produkt. Det er et udbredt
ønske i langt højere grad at kunne medtage effekter fra kemiske stoffer for dermed at
motivere til et mindre forbrug af skadelige stoffer.
Tabel 4.
Oversigt over manglende data og operationelle modeller i forbindelse med vurderinger
af kemiske stoffer i LCA.
Lack of data and models for assessing chemicals in life cycle assessments.
|
Mangler i livscyklusfaser |
Produktspecifikke data |
Ved fremstilling af kemiske stoffer.
(i nogle tilfælde kendes energiforbruget).
Emissioner til arbejdsmiljø.
Afgasning til indeklima for nogle byggevarer.
Udvaskning til miljø i forbindelse med deponering.
Data for stofferne til fastsættelse af skæbne og effekt i miljø. |
Modeller for effektvurderinger |
Effekter i arbejdsmiljø (er udarbejdet
på brancheniveau).
Effekter i indeklima (skitse til model findes).
Effekter i forbindelse med deponering/bortskaffelse.
(Der arbejdes med dette i et igangværende projekt), |
LCA-vurderinger af bygningsdele giver derfor ikke et fuldstændigt billede af
belastninger fra brug af kemiske stoffer i byggevarer. Der må derfor vælges en anden
metode til vurdering af kemiske stoffer f.eks. en scoremetode. Det er vigtigt, at
resultatet fra en sådan metode anvendes i miljøprofiler, og at resultaterne normaliseres
og vægtes efter samme principper som de øvrige effekter.
GWP: Drivhuseffekt, AP: Forsuring, NP: Næringssaltbelastning, HT: Human toksicitet,
PT: Persistent toksicitet, TOX: Toksicitet af kemiske stoffer, muligvis i en anden enhed.
Transport: Råmaterialer til fabrik. PEM: Personækvivalenter vægtet efter målsatte
udledninger.
Se appendiks 7.
GWP: Global warming potential, AP: Acidification potential, NP: Nitrification
potential, HT: Human toxicity potential TOX: Toxicity of chemicals, in the future results
from the score method.
Figur 3.
Miljøprofil med udvalgte miljøeffekter af en badeværelsesvæg med
vandtætningssystem af acrylat, hvor der er angivet en speciel søjle for toksicitet af
kemiske stoffer.
Eco-profile of a bathroom wall (1m2 ), life time 40 years.
Inden for byggesektoren vanskeliggøres vurderingen af kemiske stoffer af:
 | At der bruges mange byggevarer (adskillige tusinde). |
 | At mange forskellige kemiske stoffer indgår i byggevarer. |
 | At der sker brug af restprodukter i byggesektoren, og at anvendelse af disse øges. |
 | At byggepladsen ikke er en stationær arbejdsplads, hvilket vanskeliggør forebyggelse
af emissioner til arbejdsmiljøet. |
 | At bygningens lange levetid kræver, at der må udvises en større forsigtighed, når
der skal vælges kemiske stoffer til byggevarer, idet det kan forventes, at flere kemiske
stoffer bliver klassificeret som farlige. |
 | At også sensible personer udsættes over længere tid for afgasning fra byggevarer. |
Derfor eksisterer der et behov for at kunne vurdere miljøeffekter fra kemiske stoffer
i byggevarer på en forenklet måde, f.eks. ved brug af scoremetoder i de faser, hvor der
ikke er eller kan fremskaffes data, og hvor der ikke er udviklet modeller til
effektvurderinger.
Projektets formål er at tilpasse og dernæst afprøve en allerede udviklet metode på
kemiske stoffer i udvalgte byggevarer. Metoden bør omfatte alle faserne i en bygnings
livsforløb, men her vil der blive lagt vægt på brugs- og bortskaffelsesfasen, idet
disse er væsentlige for byggevarer. Arbejdsmiljøet er ikke medtaget, da det er
vanskeligt at vurdere effekter i arbejdsmiljøet fra et enkelt produkt. Arbejdsmiljøet er
desuden en parameter, som der allerede i udstrakt grad tages hensyn til. Der er ikke
medtaget fremstilling af kemiske stoffer, da der arbejdes i et igangværende projekt med
at fremskaffe miljødata for denne fase.
Projektet omfatter en oversigt over forenklede metoder; væsentlige metoder er
beskrevet i kapitel 2. Der vælges at tilpasse EURAM-metoden til vurdering af kemiske
stoffer i byggevarer for effekter i indeklimaet og ved deponering af byggematerialer.
EURAM-metoden og modifikationer heraf er beskrevet i kapitel 3. Metoden er afprøvet på
to vandtætningssystemer til badeværelser, oversigt over vandtætningssystemer er givet i
kapitel 4. Kapitel 5 giver resultaterne fra afprøvningen med den modificerede
EURAM-metode. Til sammenligning gives også resultater fra afprøvningen med andre metode
Der eksisterer et stort antal forenklede vurderingsmetoder. Her er det valgt at
fokusere på metoder, der falder i tre hovedtyper, listning af stoffer, mængde af
forskellige kategorier af stoffer samt scoremetoder, hvor der tildeles en score for
emission og en for effekt. Tabel 5 giver en oversigt over de anvendte metoder.
Tabel 5.
Oversigt over metoder, der er anvendt i dette projekt.
Overview of simple methods used.
Typer |
Valgte metoder |
Listning |
Listning af stoffer |
Mængde af forskellige kategorier af
stoffer |
Type 1, 2, 3
UPH-metode |
Scoremetoder |
UMIP-screeningsmetode |
EURAM-metode |
De nævnte metoder baserer sig på oplysninger om indhold af farlige stoffer i
byggevaren, og det kan derfor overses, at kemiske stoffer forsvinder, når
tokomponentprodukter blandes. Det fremgår heller ikke umiddelbart, at der dannes kemiske
stoffer senere i byggevarens livsforløb.
Ved listning af stoffer benyttes de officielle lister. En listning af stoffer baserer
sig på klassificering af farlige stoffer, som gives i sikkerhedsdatablade.
2.1.1 Officielle lister
Ud fra tilgængelige oplysninger har eksperter vurderet hvilke kemiske stoffer, der
(evt. i en given anvendelsessituation) er farlige/risikable. I Danmark findes flere
lister, men der er valgt at anvende tre lister, som afspejler den generelle farlighed af
stofferne:
 | Effektlisten |
 | Listen over uønskede stoffer |
 | Listen over farlige stoffer. |
Miljøstyrelsen har udarbejdet en liste over stoffer, som anses for at have særligt
betænkelige sundheds- og/eller miljømæssige effekter, den såkaldte effektliste.
Effektlisten (Weddebye et al., 2000) indeholder ca. 1.400 stoffer, som er udvalgt fra
en liste på 9.400 stoffer, der enten er "high production volume" (HPV) stoffer
eller indgår i produkter, der er anmeldt til Kontoret for Produktdata. Effektlisten
indeholder en lang række stoffer, hvor der savnes data, men som på baggrund af QSAR1 computerberegninger vurderes at
være miljøskadelige. Kriterierne for udvælgelse af sundhedsskadelige stoffer til Effektlisten
fremgår af tabel 7.
Listen over uønskede stoffer, (Miljøstyrelsen, 2000) indeholder ca. 68 stoffer
eller stofgrupper, som er udvalgt fra Effektlisten, fordi de anvendes i stor
mængde (> 100 t/år) og repræsenterer således stoffer, som danske myndigheder på
sigt ønsker at forbyde eller begrænse anvendelsen af.
Liste over farlige stoffer (Bekendtgørelse nr.733, 2000) indeholder stoffer,
der ud fra fastlagte kriterier klassificeres som farlige stoffer. Stofferne på listen har
ikke tidligere været vurderet med hensyn til miljøfare, men nu klassificeres stofferne
også ud fra risiko for miljøeffekter. I dag skal en producent eller importør af kemiske
produkter (som f.eks. maling, fugemasse, vandtætningssystemer, spartelmasser, lim m.m.)
fremskaffe oplysninger om farlige stoffer i produkterne. Indeholder produktet farlige
stoffer, skal det mærkes korrekt, og der udarbejdes et sikkerhedsdatablad, som følger
produktet. Oplysningerne skal indberettes til Kontoret for Produktdata, hvor de indlægges
i en database.
2.1.2 Andre lister
Der findes en række andre lister, som Arbejdstilsynet benytter, f.eks. liste over
stoffer, som er klassificeret som kræftfremkaldende. Proaktive virksomheder inden for
byggesektoren har udarbejdet lister over stoffer, som man på langt sigt ønsker at udfase
eller begrænse brugen af. Listerne kan benyttes til at stille krav til byggevarer, (i
appendiks 7.2 er der givet en oversigt over stoffer i disse lister).
I sikkerhedsdatabladene angives indhold af farlige stoffer, og herudfra kan
mængde af forskellige kategorier af stoffer beregnes. Der foretages en første sortering
af stofferne i tre kategorier afhængig af deres sundheds- og miljømæssige egenskaber,
f.eks. mængde af type 1, 2 og 3 stoffer eller mængde af uønskede (U), problematiske (P)
og håndterbare stoffer (H).
2.2.1 Mængde af type 1, 2 og 3 stoffer
I Håndbog i miljøvurdering af produkter, (Miljøstyrelsen, 2001) er der valgt
at inddele i følgende kategorier på basis af stoffernes fareklassifikation:
Type 1: Yderst problematiske stoffer
 | Stoffer, der er optaget på Listen over uønskede stoffer |
 | Stoffer, der er optaget på Effektlisten |
 | Stoffer, der er optaget på Listen over farlige stoffer med særligt betænkelige
effekter, f.eks. kan give kræft eller skader på reproduktionen, eller er klassificeret
som miljøfarlige. |
Type 2: Problematiske stoffer
 | Stoffer, der er optaget på Listen over farlige stoffer bortset fra stoffer, som
er klassificeret på grund af fare for brand eller eksplosion |
 | Stoffer, der ikke er oplysninger om. |
Type 3: Mindre problematiske stoffer
 | Stoffer, som alene er optaget på Listen over farlige stoffer, fordi de er brand-
eller eksplosionsfarlige. |
Kriterierne er etableret i forbindelse med udvikling af en forenklet trinvis metode til
livscyklusvurderinger af produkter i små og mellemstore virksomheder, og er beskrevet i Håndbog
i miljøvurdering af produkter (Miljøstyrelsen, 2001).
2.2.2 Mængde af U, P og H stoffer
I UPH-metoden udnyttes ligeledes fareklassifikationen af de kemiske stoffer, jf. tabel
7. Stoffer, som har særligt skadelige egenskaber, tildeles et U (Uacceptabel), og stoffer
med skadelige egenskaber tildeles et P (Problematisk), mens dem, som har begrænset
skadelige virkninger, f.eks. hudirritation, tildeles et H (håndterbare). Når det drejer
sig om miljømæssige egenskaber, inddeles stofferne i A, B og C stoffer i henhold til Vejledning
vedrørende tilslutning af spildevand til kommunale spildevandsanlæg,
(Miljøstyrelsen, 1994). Denne vejledning indeholder dog ikke særlig mange stoffer, og
UPH-metoden benyttes derfor her til vurdering af sundheden. Kriterierne er fastlagt i et
projekt, som havde til formål at prioritere kemikalier, der anvendes i
industrivirksomheder, (Erhvervsfremmestyrelsen, 1996). UPH-metoden anvendes også i et
forslag til miljøvaredeklarationer, (Toldsted et al., 1997).
Scoremetoder anvendes til at screene kemiske stoffer i forhold til deres farlighed, og
der fokuseres således på de stoffer, som har de største potentielle skadevirkninger.
Der findes mange scoremetoder (Davis et al., 1994), nogle er udviklet i Danmark (f.eks.
UMIP-screeningsmetode) og nogle i EU's kemiske kontor (EURAM-metoden). Metoderne er
udviklet for at kunne prioritere kemiske stoffer. De nævnte metoder giver en score for
eksponering og en for effekt. For begge metoder bygger effektscoren for sundhed på
risikosætninger for kemiske stoffer. Effektscoren for miljø fastlægges primært ud fra
toksicitetsværdier for vandlevende organismer LC50 (dvs. den koncentration,
hvor 50 % af organismerne dør).
2.3.1 Eksponeringsscore
I scoremetoder gives der en score for eksponering, men scoren er ikke et mål for
eksponering i de enkelte faser af livsforløbet. Det antages enten, at alt stoffet
emitteres, dvs. at scoren reelt baserer sig på farlighed udtrykt ved risikosætninger,
eller at scoren fastlægges på baggrund af beregninger, hvori der indgår mængde af
stoffet, der anvendes, stoffets nedbrydelighed i miljøet (bionedbrydelighed) og dets evne
til at koncentrere i levende organismer (bioakkumulering).
I UMIP-screeningsmetode (Hauschild et al., 1998a og 1998b) tildeles scoren for
eksponering en værdi ud fra, om stoffet forventes udledt, om stoffet kan forventes at
forblive i miljøet (ikke let-bionedbrydeligt, R53), eller om det forventes at kunne
ophobes i levende organismer (bioakkumulerende, R58), jf. tabel 6. Principielt indgår
mængden af stoffet ikke i denne metode, men den kan modificeres, således at den anvendte
mængde multipliceres med scoren, UMIP-mængde screeningsmetode.
Tabel 6.
Eksponeringsscore i UMIP screeningsmetoden.
Score for exposure in the EDIP screening method (Environmental Design of Industrial
Products, EDIP) is based on an assessment of expected exposure and risk-phrases.
|
Forventet udledning |
Klassificeret med
R53 (ikke let-bionedbrydeligt) eller R58 (log Pow ³ 3) |
Score |
Ja |
Nej |
Ja |
Nej |
4 |
0 |
4 |
0 |
1) Pow: Oktanol/vand fordelingskoefficient.
EURAM-metoden (Hansen et al., 1999) beregner stoffets fordeling i miljøet. Når det
drejer sig om eksponering af mennesker, er den udelukkende baseret på mængde,
damptryk/kogepunkt og oktanol/vand fordelingskoefficient. Når det gælder eksponering i
miljøet, anvendes flere parametre til beregningen bl.a. damptryk, vandopløselighed,
nedbrydelighed og oktanol/vand fordelingskoefficient. Eksponeringsscoren i EURAM-metoden
er forklaret nærmere i appendiks 7.1.
2.3.2 Score for sundhedseffekter
Scoren baserer sig på fareklassifikation af stoffer. Der er forskel på, hvor stor
en vægt de enkelte metoder tillægger de forskellige effekter, se tabel 7. En væsentlig
egenskab ved EURAM-metoden i forhold til de andre metoder er, at der lægges betydelig
større vægt på kroniske skader som kræft, skader på arveanlæg og reproduktion end
på akutte skader. I indeklimaet, hvor der oftest vil være tale om meget små emissioner
over lang tid, er det rimeligt også at lægge vægt på de kroniske skader, idet det ikke
er sandsynligt, at der optræder koncentrationer, der kan give akutte effekter bortset fra
lugtgener og slimhindeirritation. Det vurderes derfor, at scoren i EURAM-metoden er
relevant for indeklimaet i det omfang, det drejer sig om skadelige langtidsvirkninger af
stofferne. Scoren i EURAM-metoden vil også være yderst relevant for produkters
sundhedsskader, f.eks. i arbejdsmiljøet.
Tabel 7.
Oversigt over effekter, der indgår i de valgte scoremetoder.
Scores for human health in the simple methods are based on risk phrases.
|
R-sætninger |
Effektlisten |
UPH 1) |
UMIP 2) |
EURAM 3) |
Akutte effekter |
R 20-21-22 (sundhedsskadelig) |
|
H |
1 |
1 |
R 23-24-25 (giftig) |
X |
P |
4 |
2 |
R 26-27-28 (meget giftig) |
X |
U |
8 |
3 |
R 36-38 (irriterende) |
|
H |
1 |
5 |
R 37 (irriterer luftveje) |
|
P |
1 |
5 |
R 34 (ætsende, lang tid) |
|
P |
4 |
6 |
R 35 (ætsende, kort tid) |
|
P |
4 |
6 |
R 41 (irriterende,
alvorlig øjenskade) |
|
P |
4 |
6 |
Allergi |
R 43 (allergi kontakt) |
X |
P
U (hum. evidens) |
4 |
6 |
R 42 (allergi indånding) |
X |
P
U (hum. evidens) |
8 |
7 |
Langtids- virkninger af
gentagne eksponering |
R 33 (kan ophobes i kroppen) |
X |
P |
4 |
5 |
R 39, T (giftig) |
X |
P |
4 |
|
R 39, Tx (meget giftig) |
X |
U |
8 |
|
R 48 Xn (sundheds- skadelig) |
X |
U |
4 |
6 |
R 48 T, (giftig) |
X |
U |
8 |
7 |
R 40 (Xn, mulig varig skade
på helbred) |
X |
P |
4 |
9 |
R 62-63 (rep. Tox. Rep 3) Xn |
X |
P |
8 |
9 |
R 64 |
X |
|
|
9 |
R 46 (mutagen) |
X |
P (U mut.1) |
8 |
10 |
R 45 (kræft) |
X |
U |
8 |
10 |
R 49 (kræft ved indånding) |
X |
U |
8 |
10 |
R 60-61 (rep 1 og 2) T |
X |
U |
8 |
10 |
Slimhindeirritation er ikke nødvendigvis fareklassificeret, men stoffer klassificeret
med R37 vil have denne effekt (samt ofte stoffer med R34-35-36-38-41).
1) |
UPH |
(Uacceptabel, Problematisk, Håndterbar,
Erhvervsfremmestyrelsen, 1996). |
2) |
UMIP |
(Udvikling af Miljøvenlige
IndustriProdukter, Wenzel et al., 1996). |
3) |
EURAM |
(European Risk Ranking Method, Hansen et
al., 1999). |
2.3.3 Score for miljøeffekter
I UMIP-screeningsmetoden tildeles scorer for effekter i miljø efter stoffets
fareklassifikation, jf. tabel 8.
Tabel 8.
Tildeling af effektscorer for miljø i UMIP-screeningsmetoden.
Parameters for the effect score in the EDIP screening method.
Akvatisk økotoksicitet |
Terrestrisk økotoksicitet |
R50
LC50 £ 1 mg/l |
4 |
R54
Giftig for planter eller
R55
Giftig for dyr eller
R56
Giftig for organismer i jordbunden
R57
Giftig for bier |
4 |
R51
1 mg/l < LC50 £ 10 mg/l |
2 |
R52
10 mg/l < LC50 £ 100 mg/l |
1 |
EURAM-metoden fastsætter en score ud fra stoffets giftighed over for organismer
i miljøet. Der anvendes data for NOEC (NO Effect Concentration, dvs. den koncentration,
der ikke giver effekter ved længere tids påvirkning), eller LC50 (Lethal
Concentration, dvs. koncentrationen, hvor 50 % af organismerne dør). Hvis ingen af disse
data er til rådighed, anvendes der en standardværdi på 10 ng/l (0,000000001 g/l).
1 QSAR betyder kvantitative
strukturaktivitetrelationer. Ved hjælp af computersimuleringer kan det på baggrund af
viden om lignende stoffer forudsiges, hvilke egenskaber et stof har i miljø- og
sundhedsmæssig sammenhæng.
I dette projekt afprøves EURAM-metoden på to vådrumsprodukter. EURAM-metoden
(detaljeret beskrevet i Hansen et al., 1999), beregner en score for sundhed og miljø.
Begge disse scorer fremkommer ved multiplikation af en score for eksponering og en for
effekt. Eksponeringsscoren for sundhed beregnes ud fra mængde af stoffet,
damptryk/kogepunkt og oktanol/ vand fordelingskoefficient, se figur 4. Effektscoren
fastsættes ud fra risikosætninger (R-sætninger), jf. tabel 7 i kapitel 2.
Eksponeringsscoren for miljø beregnes ud fra mængde, stoffets fordeling i miljøet, dets
bionedbrydelighed samt evne til ophobning i organismer. Der udregnes desuden en
effektscore ud fra stoffets giftighed over for organismer i vandmiljø.
Figur 4.
Figuren viser de parametre, der indgår i score for eksponering og effekt. Der er
udarbejdet modifikationer af EURAM-metoden for at tilpasse metoden til effekter i
indeklima og ved deponering af byggematerialer.
The figure shows parameters for fixing scores for exposure and effect in the EURAM
method (European Risk Ranking Method) and modifications of the EURAM method. The EURAM
method is altered for assessing impacts from chemicals in indoor climate and by disposal
of building materials.
3.1.1 Eksponeringsscore
Kemiske stoffer i byggematerialer kan bidrage til problemer i indeklimaet, men det
er meget vanskeligt at vurdere emission ud fra simple data som stoffernes kemiske og
fysiske egenskaber (Nielsen & Wolkoff, 1993b; Bluyssen et al.,1997). Dette skyldes, at
afgivelsen af flygtige og semiflygtige organiske stoffer i høj grad afhænger af
diffusion af stoffet i materialet. Afgivelsen må derfor bestemmes ved
laboratorieundersøgelser. I den danske indeklimamærkningsordning (Nielsen & Wolkoff,
1993a og 1993b) er dette erkendt, og afgasningen måles. Konsekvensen heraf er, at der i
EURAM-metoden modifikation i figur 4 bruges den anvendte mængde af stoffet pr. m2
overflade som et mål for eksponeringen. Der tages således ikke hensyn til fordampning
eller en tidsmæssig afgasning af stoffet.
3.1.2 Score for effekt
Effekter i indeklimaet fra kemiske stoffer er oftest komfortgener, dvs. primært
lugt- eller helbredsgener i form af slimhindeirritation, hovedpine, træthed eller
koncentrationsbesvær. Indeklimamærkningsordningen vurderer således i dag effekter som
lugt og slimhindeirritation. Oplevelse af en ubehagelig lugt influerer på ens
velbefindende, men der er endnu ikke dokumenteret en direkte sammenhæng mellem lugt- og
helbredsgener. Slimhindeirritation repræsenterer en egentlig helbredsgene, som angives
ved risikosætning R37 (irriterer luftvejene) og indgår derfor i EURAM-metoden.
Der vælges at fastlægge scorer ud fra grænseværdier for lugt og/eller
slimhindeirritation. I praksis vil det oftest være lugt, som optræder ved den laveste
koncentration, og som derfor vil være den bestemmende faktor. Scoren defineres analogt
med effektfaktorer i UMIP-modellen, dvs. omvendt proportional med grænseværdien, og der
vælges at benytte logaritmen til grænseværdien for lugt, da sanseindtryk normalt
afhænger af logaritmen til koncentration (logaritmisk normalfordelt):
HEF: Human EFfect
I de tilfælde, hvor der ikke eksisterer en lugtgrænse for stoffet, er der brugt en
default-værdi på 100 ppb. Ved afprøvningen er der også tildelt en score for effekt
efter stoffernes klassificering, EURAM-metoden og modifikation 3, se figur 4.
3.1.3 Samlet score
Den endelige score kan beregnes:
Samlet score = Mængde * HEF
HEF: Human EFfect
I tabel 9 er EURAM-metoden sammenlignet med modifikationer af metoden, som er lavet
i dette projekt.
Tabel 9.
EURAM-metoden og modifikationer af denne .
Scores for human health in the EURAM method compared to parameters in the
modifications of the EURAM method.
|
EURAM |
EURAM modifikationer
(mod. 2) |
Eksponering
Faktor for eksponering (HEXV) |
Mængde * fordelingskoefficient |
Påført mængde pr. m2 |
Fordelingskoefficient (DistHH) |
På basis af kogepunkt, damptryk og
oktanol/vand fordelingskoefficient |
|
Score for eksponering (HEX) |
HEX = 1,785 [(log HEXV) - 0,398) |
|
Effekt
Faktor for effekt (HEFV) |
Ud fra R-sætninger |
Ud fra værdier for lugt eller
slimhindeirritation |
Effektscore (HEF) |
Værdier på basis af R-sætninger |
1/log lugt |
Score for sundhed |
HEX * HEF |
Mængde * HEF |
HEXV: Human EXposure Value; HEX: Human EXposure; DistHH : Distribution for
Human Health;
HEFV: Human EFfect Value; HEF: Human EFfect
3.2.1 Eksponeringsscore
Der kan forekomme udslip af kemiske stoffer i byggevarer til miljøet under brug af
produkterne og ved deponering af nedknust byggeaffald på jord. Ved deponeringen er der
mulighed for, at stofferne vil kunne udvaskes og nå grundvand og overfladevand. Selvom
vandopløselighed og oktanol/vand fordelingskoefficient er stofegenskaber, som har
væsentlig betydning for udvaskning, er der valgt at anvende mere generelle egenskaber for
stoffets spredning i miljøet. Eksponeringspotentialet (EXP) beregnes ud fra anvendt
mængde af stof pr. m2 overflade, bionedbrydelighed (BIO) og
akkumuleringspotentiale (AP). I forhold til EURAM-metoden udelades således en beregning
af stoffets fordeling i miljøet, jf. tabel 10.
EXP = |
0,971(log (BIO * mængde) + AP + 3,301) |
|
|
EXP: |
EXposure Potential |
BIO: |
BIOnedbrydelighed |
AP: |
Accumulation Potential, som fastsættes ud fra
oktanol/vandfordelingskoefficient. BIO og AP bestemmes ud fra Hansen et al., 1999 (metoden
er beskrevet i appendiks 7.1). (Hvis emissionen er mindre end 0,01 g, rundes af
regnetekniske grunde op hertil. Bemærk, at udtrykket er ændret en smule i forhold til
EURAM-metoden for at skalere scoren mellem
0 og 10). |
I dette projekt benyttes den anvendte mængde af stoffet som et mål for den emitterede
mængde. Der tages således ikke hensyn til, om stoffet virkelig emitteres. Den emitterede
mængde kan være meget forskellig fra mængden af stoffet i produktet:
 | Stoffet reagerer med en anden komponent, (f.eks. for tokomponent epoxyprimer). |
 | Stoffet kan være fordampet til luften og dernæst udvasket til jord og vandmiljø. |
 | Stoffet kan ikke opløses i vand eller er meget tungtopløselig. |
 | Risikoen kan være betydelig mindre end angivet, da nedknust byggeaffald benyttes som
vejfyld og afdækkes med et overfladelag, hvorved affaldet ikke er i direkte kontakt med
vand. |
3.2.2 Score for effekt
Der er ikke mange stoffer, som er undersøgt for effekt på organismer i
jordmiljøet, hvorfor der i de fleste sammenhænge anvendes data vedrørende effekter på
organismer i vandmiljø. Der vælges at basere vurderingen på værdier for toksicitet
over for vandorganismer. Der er stor forskel på datagrundlaget, der ligger til grund for
fastlæggelse af grænseværdier, og dermed pålideligheden af disse. Der anvendes derfor
en vurderingsfaktorer, som afhænger af den tilgængelige datamængde (se appendiks 7.1):
EEFV = |
LC50 (NOEC el. lign.)/AF |
|
|
EEFV: |
Environmental EFfect Value |
AF: |
Assessment Factor |
NOEC: |
NO Effect Concentration
(EEFV justeres således, at alle værdier over 1 rundes ned til 1, og alle værdier under
0,00001 rundes op hertil). |
Effektscoren normaliseres derefter i EURAM-metoden til at ligge mellem 0 og 10 ved
hjælp af følgende udtryk:
EEF = |
-2 log(EEFV) |
|
|
EEF: |
Environmental EFfect |
EEFV: |
Environmental EFfect Value. |
3.2.3 Samlet miljøscore
Den samlede score beregnes derefter ved multiplikation af eksponeringsscoren med
effektscoren:
Samlet score = EXP * EEF
EXP: |
EXposure Potential |
EEF: |
Environmental EFfect. |
Tabel 10.
EURAM-metoden og modifikationer af EURAM-metoden for ydre miljø.
Scores for ecological health in the EURAM method compared to scores in the
modifications of the EURAM method.
|
EURAM |
Modificeret EURAM |
Eksponering
Faktor for eksponering (EEXV) |
Mængde *
bionedbrydeligheds- indikator * fordelingskoefficient |
Påført mængde pr. m2 *
bionedbrydeligheds- indikator |
Fordelings- koefficient |
Simple beregninger
(Mackay level I) |
|
Bioakkumuler- barhed
AP |
På basis af oktanol/vand
fordelingskoefficient |
På basis af oktanol/vand
fordelingskoefficient |
Score for eksponering (EEX) |
EEX = 0,97 (log EEXV + AP+1,301) |
EEX = 0,97(log EEXV + AP+3,301) |
Effekt
Faktor for effekt (EEFV) |
NOEC, EC50 el. LC50 for
vandlevende organismer og anvendelse af vurderingsfaktor |
NOEC, EC50 el. LC50 for
vandlevende organismer og anvendelse af vurderingsfaktor |
Effektscore (EEF) |
-2 log(EEFV) |
-2 log(EEFV) |
Miljøscore |
EEX * EEF |
EEX * EEF |
EEXV: Environmental EXposure Value; AP: Accumulation Potential; EEX: Environmental
EXposure; EEFV: Environmental EFfect Value; EEF: Environmental EFfect.
Der har været problemer med at opnå en god vandtæthed i badeværelser. Myndighederne
kræver således, at der anvendes vandtætning, når der i etagedækket indgår organisk
materiale, eller når væggene består af gipskartonplader, fibergipsplader eller
kalciumsilikatplader. Der er også udarbejdet anvisninger for, hvorledes badeværelset
bør konstrueres for at opnå en god vandtæthed (Statens Byggeforskningsinstitut,1998).
Der anbefales derfor i mange udførelser at benytte vandtætningssystemer. Disse produkter
kan indeholde farlige stoffer, hvorfor der i dette projekt er valgt at kortlægge de
farlige stoffer.
Der gives her en oversigt over badeværelsestyper samt en oversigt over farlige stoffer
i produkter som vandtætningssystemer, mørtel og fugemasse.
Det har været vanskeligt at opnå en god vandtæthed i badeværelser. Der er derfor
udviklet flere typer badeværelser, hvor der er lagt vægt på at øge vandtætheden især
til den vandbelastede del af badeværelset (vådzonen). Tabel 11 angiver eksempler på
badeværelser.
Tabel 11.
Udvalgte eksempler på badeværelser (By- og Boligministeriet, 1999).
Selected bathrooms.
|
Materialer i vægge (V)
og gulv (G) |
Vandtætning af vådzone (Z) og den
øvrige del af badeværelse (B) |
Lette badeværelser |
|
|
In-situ løsninger |
|
|
Badeværelse med opretstående badekar |
V: Kalciumsilikatplader
G: Krydsfiner på træbjælker |
Z: Opretstående badekar af stål
B: Plastmembran i vægge og gulv |
Badeværelse beklædt med PVC |
V: Kalciumsilikatplader
G: Krydsfiner på træbjælker |
Z: Rustfast stål i bunden af vådzone,
vægge af kalciumsilikatplader indstøbt i glasfiberarmeret plast
B: Vægge og gulv beklædt med PVC |
Badeværelse med stålmembran |
V: Skelet-, murede -, beton- eller
bindingsværksvægge
G: Eksisterende etagedæk |
Z: Rustfast stålkar over hele
badeværelset
B: Vandtætning af vægge |
Elementløsninger |
|
|
Badeværelse med stålmembran i vægge og
gulv |
V: Vægpaneler med rustfast stål
membran
G: Bund med stålkar |
B: Stålmembran af vægge og gulv |
Badeværelse med præfabrikeret
badeværelsesbund |
V: Kalciumsilikatplader
G: Sandwichelement med rustfast stålkar |
B: Stålmembran i gulv
Vandtætning af vægge |
Komponentbadeværels
(fiberbeton) |
V: Præfabrikerede elementer i
fiberbeton
G: Præfabrikerede elementer i
fiberbeton |
B: Vandtætning af vægge og gulv |
Badeværelses- elementer med stålmembran |
V: Fibergipsplader
G: Stålkar i gulv |
B: Vandtætning af vægge |
Kabineløsninger |
|
|
Præfabrikerede badeværelser |
V: Præfabrikerede glasfiberelementer af
plast
G: Præfabrikerede glasfiberelementer af plast |
|
Bruseniche med stålmembran |
V: Gips/kalciumsilikatplader
G: Stålkar i gulv |
Z: Cylindrisk bruseniche af rustfast
stål
B: Vandtætning af vægge |
Halvlet kabine af letbeton |
V: Kalciumsilikatplader på stålskelet
G: Præfabrikeret element af letbeton |
B: Vandtætning af vægge og gulv |
Tunge
badeværelser |
|
|
In-situ løsninger |
|
|
Tungt badeværelse |
V: Eksisterende materialer
G: Beton udstøbt på eksisterende etagedæk, højde 7,5 cm |
B: Vandtætning af vægge og gulv |
Elementløsninger |
|
|
Præfabrikerede betonbaderum |
V: Konstruktionsbeton
G: Præfabrikeret betonelement med 85 cm høje vægge |
B: Vandtætning af vægge og gulv |
Præfabrikerede baderumsbund af
fiberbeton |
V: Gasbeton
G: Præfabrikerede element af fiberbeton |
B: Vandtætning af vægge og gulv |
Kabineløsninger |
|
|
Fabriksstøbte betonkabiner |
V: Beton
G: Beton |
B: Vandtætning af vægge og gulv |
Det anbefales således at benytte vandtætningssystemer i de fleste typer badeværelser
og for vådzonen at benytte et opretstående badekar af f.eks. stål eller plast.
Vandtætningssystemer består af en primer og en membran. I dag bruges membraner af
acrylat eller copolymer af acrylat, tokomponentmembraner bestående af cement og
acrylatdispersion samt membraner, der indeholder bitumen. I tabel 12 og 13 angives
komponenter i de forskellige produkter.
Tabel 12.
Typer af membraner, (oplysninger fra sikkerhedsdatablade).
Different membranes for waterproofing.
Type |
Komponenter |
Enkomponent
acrylatbasis |
Acrylat
Acrylat copolymer |
Tokomponent
cement og plastdispersioner |
Cement-acrylat
Cement-acrylat copolymer
Cement-acrylat-bitumen |
Elastomere |
Styren-butadien copolymer
Styren-acrylat copolymer |
Bitumenholdige |
Bitumenkautsjuk
Polyethylen med gummi/bitumenlim
Bitumen-acrylat |
Tabel 13.
Hovedkomponenter i primer, flisemørtel og fugemasser, (oplysninger fra
sikkerhedsdatablade).
Main components of primer, adhesive and sealants.
Produkttype |
Komponenter |
Primer |
Acrylat
Acrylat copolymer
Acrylat copolymer med acrylpolyethylenglycolether
Styren-acrylat copolymer
Bitumen i xylen
Epoxyprimer, tokomponent |
Flisemørtel |
Cement med copolymer
Cement med calciumhydroxid og acrylat
Cement med acrylat copolymer og plastificeringsmidler
Cement med polyvinylacetat
Acrylsyreester-styren copolymer |
Fugemasse på cementbasis |
Cement tilsat acrylat
Cement tilsat calciumformiat
Cement tilsat polyvinylacetat copolymer |
I tabel 14 gives eksempler på farlige stoffer i vandtætningssystemer. Oplysningerne
er hentet fra sikkerhedsdatablade, som skal oplyse om indholdet af farlige stoffer, hvis
produktet er faremærket, og/eller hvis det indeholder mindst 0,5 % flygtigt
opløsningsmiddel og/eller mindst 1 % aktivt epoxy/ isocyanat. Regler for mærkning af
kemiske produkter er præciseret i Miljøstyrelsens Bekendtgørelse for mærkning og
klassificering af produkter (Bekendtgørelse om klassificering, 2000).
Tabel 14.
Oversigt over farlige stoffer i vandtætningssystemer, (oplysninger fra
sikkerhedsdatablade).
Hazardous substances in waterproofing systems.
|
Komponenter |
Primer |
Acrylat copolymer
Bitumen
Ethylenglycol
Komponenter i epoxyprimer, (se tabel 16)
Solvent naphtha
Xylen |
Membran |
Cement
Chlorparaffiner |
Flisemørtel |
Cement
Calciumformiat
Calciumhydroxid |
Fugemasse, cement |
Cement
Calcimformiat
Calciumhydroxid |
Fugemasse, silikone |
Dodecylbenzol
Tributylzinnolbat |
Vandtætningssystemer kan indeholde andre kemiske stoffer, men indholdet er så lavt,
at det ikke i dag skal deklareres:
 | Rester af monomere (styren og butylacrylat i copolymer af styren-acrylat, men indholdet
er lavt, under 0,1 %) |
 | Dispergeringsmidler |
 | Blødgøringsmidler |
 | Organiske opløsningsmidler. |
 | pH-reguleringsmidler f.eks. ammoniakvand |
 | Konserveringsmidler i acrylatdispersioner. |
Tabel 15.
Primer og membran af acrylater, (oplysninger fra sikkerhedsdatablade).
Composition of primer and membrane of acrylate polymer.
|
Sammensætning |
Cas nr. |
Mængde i % |
Primer |
Styren-acrylat |
|
46 1) |
|
Ehylenglycol |
107-21-1 |
<2,5 |
|
Solvent naphtha |
64742-95-6 |
<2,5 |
|
Fyldmiddel |
|
? |
|
Monomer |
|
? |
|
Dispersionsmiddel |
|
? |
Membran |
Styren-acrylat |
|
46 1) |
|
Fyldmiddel |
|
? |
|
Monomer |
|
? |
1) Der er regnet med, at primer og membran indeholder ca. 46 %
styren-acrylat i miljøprofilen i appendiks 7.4.
Der er valgt at vurdere to typer vådrumsmembraner, én på acrylatbasis, hvor både
primer og membran er acrylat eller copolymer af acrylat og styren, og én, hvor der
benyttes en tokomponent epoxyprimer og en membran af acrylat. Tabel 16 giver oplysninger
om farlige stoffer i primer til gulv, men der foreligger ikke oplysninger om farlige
stoffer i membran og i primer til væg.
Tabel 16.
Tokomponent epoxyprimer (gulv) og styren-acrylatprimer (væg) samt membran af
styren-acrylat, (oplysninger fra sikkerhedsdatablade).
Hazardous substances in two-component epoxy primer (for floors), in
styrene-acrylate primer (for walls) and in membrane of styrene-acrylate.
|
Stoffer |
Cas nr. |
Mængde i % |
Primer, gulv |
|
|
|
Komponent A lavmolekulær epoxy resin |
Bisphenol -A-diglycidylether,
reaktionsprodukt molvægt <700 |
25085-99-8 |
60-100 |
|
Benzylalkohol |
100-51-6 |
10-30 |
|
Bisphenol-F- diglycidylether
Epoxy resin molvægt <700 |
28064-14-4 |
1- 5 |
|
Neodecansyre, oxiranylmethylether |
26761-45-5 |
1- 5 |
Komponent B hærder
|
1,2 cyklohexandiamin |
3385-21-5 |
20-50 |
Benzylalkohol |
100-51-6 |
10-30 |
2,4,6 TRIS (dimethylaminomethyl) diamin |
90-72-2 |
1- 5 |
Trimethylhexa- methylendiamin |
25513-64-8 |
1- 5 |
m-xylen,'alfal-alfadiamin |
1477-55-0 |
0,1- 1 |
Primer, væg |
Styren-acrylat |
|
|
Membran og net af acrylfibre
|
Styren-acrylat |
|
? |
Monomer |
|
? |
Blødgørere |
|
? |
Fyldstoffer |
|
? |
Dispergeringsmiddel |
|
? |
Fra oplysninger fra Kontoret for Produktdata, fra sikkerhedsdatablade og
produktinformationsblade er der genereret en typisk sammensætning for en fugemasse på
cementbasis, se tabel 17. Det fremgår af sikkerhedsdatablade for de øvrige produkter, at
disse fortrinsvis indeholder cement, som er klassificeret som lokalirriterende.
Tabel 17.
Sammensætning af mørten og fugemasse.
Composition of adhesive for tiles and sealants.
|
Flisemørtel |
Fugemasse, cement |
Fugemasse, silikone |
Bindemiddel |
Rapid cement |
40 % |
Rapid cement |
40 % |
Silikonepolymer |
75 % |
Fyldstof |
Sand |
60 % |
Sand |
60 % |
Kalksten
Kvartssand |
20 %
5 % |
Det har i projektet været et ønske at få oplysninger om sammensætningen af
produkterne, primer, membran, flisemørtel og fugemasse. Der er derfor indsamlet
produktinformations- og sikkerhedsdatablade for almindelige anvendte
vandtætningssystemer, se appendiks 7.5, men det har kun været muligt at skaffe
supplerende oplysninger i ét tilfælde. Producenterne ønsker ikke at oplyse om
produkternes sammensætning.
Mange af produkterne kan indeholde farlige stoffer og er registreret i databasen hos
Kontoret for Produktdata. Dette kontor har på baggrund af de registrerede produkter
opgivet en gennemsnitssammensætning for nogle udvalgte produktgrupper. Imidlertid er
disse oplysninger så generelle, at de kun kan bruges orienterende.
I dette kapitel præsenteres resultaterne fra brug af EURAM-metode, modifikation 2 og
3. Resultaterne afhænger af metoden og for at anskueliggøre dette, afprøves flere
forenklede metoder. (Mængde af forskellige kategorier af stoffer og
UMIP-screeningsmetode).
Modifikationer af EURAM-metoden er afprøvet på to vandtætningssystemer, et
bestående af en primer og en membran af acrylatdispersion (produkt 1), og et bestående
af tokomponent epoxyprimer og en membran af acrylat (produkt 2). Tabel 18 giver en
oversigt over de parametre, der er nødvendige for at kunne beregne scorer for det enkelte
stof.
Tabel 18.
Nødvendige data for produkt 1 ved brug af modifikationer af EURAM metode. De tre
sidste kolonner anvendes i forbindelse med de andre scoremetoder.
Data needed for assessing impacts from chemicals in product 1 using modifications
of the EURAM method. Data listed in the last three columns are needed for other simple
methods used.
Se her!
1) RD50 er den luftkoncentration, hvor 50 % af forsøgsdyrene
(mus) får slimhindeirritation.
2) Nedbrydelighed er defineret i Hansen et al., 1999, se appendiks 7.1.
3) LC50 for organismer i vand, LC50 er den koncentration,
hvor 50 % af dyrene dør.
4) LUS: Listen over uønskede stoffer, EFL: Effektlisten.
5) R45 kan udelades, hvis det kan påvises, at benzenindholdet er <0,1 %,
hvilket oftest er tilfældet i Danmark. Derfor baseres UMIP-score på R65 (effektscore 1).
Alle stofferne indgår i primeren med undtagelse af stof nr. 8, som er estimeret
restmonomer i flisemørtlen. Der er ingen oplysninger om sammensætningen af membranen.
Data for primeren er maskeret for at bevare fortroligheden.
Som det fremgår af tabel 18 er der fundet data for de fleste stoffer i produkt 1.
Lugtgrænse for solvent naphtha er ikke tilgængelig, og der er derfor anvendt en
default-værdi for lugtgrænsen på 100 ppb, som i de øvrige tilfælde, hvor lugtgrænsen
ikke kan findes. Desuden er visse nedbrydelighedsdata estimeret ved hjælp af
analogislutninger (EPIWIN-program). De øvrige data er fundet i databaser, der er
tilgængelige på internettet2
eller i VOC-databasen (Jensen et al.,1996).
Der er enkelte mangler i data for produkt 1, men ikke flere end at det med en vis
usikkerhed er muligt at anvende metoden. For slimhindeirritation er der dog så få data,
at det ikke er muligt at beregne en score for effekt.
Tabel 19 giver data for stoffer i produkt 2, der alle stammer fra primeren. Der er
ingen oplysninger om sammensætningen af membranen. Membranen indeholder bindemidler,
blødgørere og fyldstoffer, som eventuelt kan være af betydning. Med undtagelse af data
for benzylalkohol er de øvrige data i skemaet estimeret ved analogislutninger.
Lugtgrænsen for benzylalkohol findes, men de øvrige værdier for lugtgrænse er
default-værdier. Der er ingen data for slimhindeirritation.
Tabel 19.
Data, som er nødvendige for at gennemføre en beregning af scorer efter den
modificerede EURAM-metode for produkt nr. 2. De tre sidste kolonner anvendes i forbindelse
med de andre scoremetoder.
Data needed for assessing impacts from chemicals in product 2 using modifications
of the EURAM method. Data listed in the last three columns are needed for other simple
methods used.
Se her!
1) |
LUS: Listen over uønskede stoffer, EFL: Effektlisten |
2) |
LC50 for Neodecansyre er baseret på stoffets
fareklassificering med R51/53. |
Som nævnt tidligere kan emissionen til indeklimaet kun fastlægges ved målinger. Da
der ikke foreligger målinger af emissionen, må eksponeringen derfor håndteres simpelt.
Figur 5.
Modifikationer af EURAM-metoden, hvor score for eksponering til indeklimaet er baseret
på den anvendte mængde. Scoren for sundhed i modifikation 2 baseres på lugtgrænse,
medens modifikation 3 bruger stoffernes fareklassificering.
The figure gives an overview of scores in modifications of the EURAM method. The
score for human health in modification 2 is based on odour detection limit, and in
modification 3 on classification of chemicals (R-phrases).
Modifikation 2 benytter en kontinuerlig skala for effektscoren, hvor scoren baserer sig
på lugtgrænser og således tager udgangspunkt i en specifik viden om stofferne.
Modifikation 3 benytter en arbitrær skala for effektscoren, hvor scoren tager
udgangspunkt i stoffernes fareklassificering. Modifikation 2 er derfor umiddelbart at
foretrække.
5.2 Resultater med modifikationer af EURAM-metode
5.2.1 Sundhedseffekter
Begge modifikationer af EURAM-metoden benytter den anvendte mængde af stoffet som
et mål for eksponeringen, se figur 5. I figur 6 ses resultaterne af afprøvningen.
Figur 6.
Scorer for sundhed ved anvendelse af modifikationer af EURAM-metoden for produkt. 1-8
angiver score for det enkelte stof i produktet, jf. tabel 18.
The figure shows scores for human health using modifications of the EURAM method.
1-8 give the score for the single substance in product 1. See table 18.
Som det ses af figuren, er scoren meget lav for nogle stoffer.
Figur 7 viser scorer for produkt 2 med anvendelse af default-værdier for
lugtgrænsen. Det er selvfølgelig et problem, at der anvendes default-værdier, idet
default-værdier giver gennemsnitsværdier. Således tages der ikke hensyn til stoffer med
særligt betænkelige egenskaber.
Figur 7:
Scorer for sundhed ved anvendelse af modifikationer af EURAM-metoden for produkt 2.
A-I er score for de enkelte stoffer, se tabel 19.
The figure shows scores for human health for product 2 using modifications of the
EURAM method. A-I gives the score for the single substance. See table 19.
I figur 8 er vist en sammenligning af de to produkter. Som det ses af figuren er
scorerne for produkt 2 meget større (ca. 10 gange) end scorerne for produkt 1, når
scorerne er baseret på fareklassificering (R-sætninger). Dette skyldes dels, at de
farlige stoffer i produkt 1 kun findes i små mængder, dels at primeren for produkt 2
næsten udelukkende består af farlige stoffer. Dog reagerer stofferne i primeren med
hinanden efter blanding, og dette tager EURAM-metoden ikke hensyn til. Scorerne for
produkt 2 er højere, når disse baserer sig på grænseværdier for lugt, men i dette
tilfælde er der næsten udelukkende anvendt default-værdier.
Se her!
Figur 8.
Scorer for sundhed for de to produkter beregnet ved de to modifikationer af
EURAM-metoden. 1-9 er scoren for de enkelte stoffer, jf. tabel 20, mens 10 er den samlede
score.
The figure shows the scores for human health for product 1 and 2 using different
modifications of the EURAM method, see table 20. (Modification 2: Effect score based on
odour detection limit; modification 3: Effect score based on classification of chemicals,
R-phrases).
Produkt 1 indeholder kun 8 stoffer, hvorfor der ingen score er ud for nr. 9. Nogle
stoffer giver desuden en meget lav score. For produkt 2 er det især stofferne 1 og 5, som
har betydning, jf. tabel 20. Disse stoffer har en allergen henholdsvis ætsende virkning.
5.2.2 Miljøeffekter ved bortskaffelse
I nedenstående figur 9 ses det, at også ved bortskaffelse scorer produkt 2
højere end produkt 1.
Figur 9.
Scorer for miljø beregnet ved modifikationer af EURAM-metoden. 1-9 er scorer for de
enkelte stoffer, og 10 er den samlede score.
The figure shows the scores for ecological health using modifications of the EURAM
method. 1-9 give the score for the single substances and 10 gives the total score.
Den modificerede EURAM-metode viser således, at produkt 1 er bedre end produkt 2.
Det har været et ønske at undersøge, om der opnås samme konklusioner med andre
metoder. Ud fra mængden, der anvendes, og produktets sammensætning beregnes mængde af
forskellige kategorier af stoffer, se figur 10.
Figur 10.
Mængden (i g) af kategorier af stoffer for produkt 1 og 2. Type 1 er yderst
problematiske stoffer, mens type 3 er mindre problematiske.
The figure shows the amount (in g) of different hazard categories (type 1, 2 and 3)
for product 1 and 2.
Diagrammet viser, at der indgår en stor mængde af type 1 og type 2 stoffer i produkt
2 og kun en lille mængde af type 3 stoffer, dvs. klassificerede stoffer uden
sundhedsskadelige egenskaber.
UPH-metoden fastlægger mængden af henholdsvis U, P, og H stoffer (Uacceptable,
Problematiske og Håndterbare stoffer). Som det fremgår af figur 11, viser denne metode
også, at produkt 1 scorer lavere end produkt 2.
Figur 11.
Mængden i (g) af uacceptable (U), problematiske (P) og håndterbare (H) stoffer i de
to produkter.
The figure shows the amount (in g) of different hazardous categories (undesirable,
problematic and non-problematic) in the two products.
Det er især epoxykomponenterne, der bidrager til mængden af U stoffer. Disse stoffer
findes i tokomponentprimeren og vil reagere med hinanden ved sammenblandingen af
komponenterne.
Begge metoder når frem til, at produkt 2 har den største mængde af yderst
problematiske stoffer. Det kan anbefales at benytte metoden (type 1, 2 og 3 stoffer), da
kriterierne er nemme at forstå, og gør dermed metoden let at anvende.
UMIP-screeningsmetoden tildeler scorer på baggrund af stoffernes fareklassificering.
Da der ikke er oplysninger om emission af stoffer, antages det, at alle stoffer emitteres
og nedbrydes langsomt (eksponeringsscore 8). Som det ses, er scorer for produkt 1 også
her lavere end scorer for produkt 2, selv om forskellen er mindre end ved de to andre
metoder.
Figur 12.
UMIP-screeningsmetode for sundhed. 1-9 er scorer for de enkelte stoffer, og 10 er den
samlede score. Produkt 1 indeholder 8 stoffer, og produkt 2 indeholder 9 stoffer.
The figure shows the scores for human health using the EDIP screening method. Nos.
1-9 give the score for the single substance and 10 gives the total score. Product 1
contains 8 substances and product 2 contains 9 substances.
Figur 13.
UMIP x mængde screeningsmetode for sundhed, hvor scorerne efterfølgende er
multipliceret med mængden af stoffet. 1-9 er scoren for de enkelte stoffer, og 10 er den
samlede score for produktet.
The figure shows the scores for human health using the EDIP screening x amount
method. In this method the scores are multiplied by the amount used. Nos. 1-9 give the
score for the single substance and 10 gives the total score. Product 1 contains 8
substances and product 2 contains 9 substances.
I UMIP-screeningsmetoden tages der ikke hensyn til mængden. I figur 13 er scoren for
det enkelte stof multipliceret med mængden af stoffet. Figuren viser, at produkt 2 scorer
højere end produkt 1, men også at denne metode giver en større forskel på de to
produkter end ved UMIP-screeningsmetoden. Det er rimeligt at medtage den anvendte mængde
i scoren, da anvendelse af en større mængde sandsynligvis også vil føre til en større
eksponering, og dermed til en større risiko for sundhedseffekter.
2 Primært Aquire tilgængelig
på http://www.epa.gov/ecotox/, HSDB tilgængelig
på http://toxnet.nlm.nih.gov/ samt environmental
fate data base tilgængelig på http://esc.syrres.com/efdb.htm.
Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer: Bekendtgørelse nr. 733 af 31. juli
2000. (2000). København: Miljø- og Energiministeriet.
Bekendtgørelse om klassificering, emballering, mærkning, salg og opbevaring af
kemiske stoffer og produkter: Bekendtgørelse nr. 1065 af 30. november 2000. (2000).
København: Miljø- og Energiministeriet.
Bluyssen, P., et al. (1997). Evaluation of VOC emissions from building products:
Solid flooring materials (European collaborative action. Indoor air quality and its
impact on man. Environment and Quality of Life. Report No. 18 = EUR 17334 EN). Brussels:
European Commission, Joint Research Centre Environment Institute.
BPS-centret. (1998). Håndbog i miljørigtig projektering. Bind 2. Miljødata.
Eksempler (Publikation 121). København.
By- og Boligministeriet. (1999). Vådrum: Bedre brug af totalløsninger for
opbygning af bade- og wc-rum (Projekt Renovering). København.
Davis, G. A., Swanson, M. B. og Jones, S. L. (1994). Comparative evaluation of
chemical ranking and scoring methodologies. Knoxville, TN: University of
Tennessee, Center for Clean Products and Clean Technologies.
Erhvervsfremmestyrelsen. (1996). Prioritering af kemikalieforbrug på
industrivirksomheder (forprojekt). DTI-Miljø, & dk-TEKNIK, & DTC, & VKI.
Hansen, B. G., Van Haelst, A. G., Van Leeuwen, K. og Van der Zandt, P. (1999). Priority
setting for existing chemicals: European Union risk ranking method. Environmental
Toxicology and Chemistry, 18(4), 772-779.
Hansen, E. (1995). Miljøprioritering af industriprodukter (Miljøprojekt nr.
281). København: Miljøstyrelsen.
Hauschild, M. Z., Wenzel, H., Damborg, A.og Tørsløv, J. (1998a). Ecotoxicity as a
criterion in the environmental assessment of products. In M. Z. Hauschild & H. Wenzel
(Eds.), Environmental assessment of products. Vol. 2 Scientific background.
London: Chapman & Hall.
Hauschild, M. Z., Olsen, S. I.og Wenzel, H. (1998b). Human toxicity as a criterion in
the environmental assessment of products. In M. Z. Hauschild & H. Wenzel (Eds.), Environmental
assessment of products. Vol. 2 Scientific background. London: Chapman & Hall.
Höganäs Klinker, glaseret (1999). Byggvarudeklarationer. Höganäs Byggkeramik
AB.
Jensen, B. og Wolkoff, P. (1996). VOC-database. Odor thresholds, mucous membran
irritation thresholds, physico-chemical parameters of volative organic compounds. Version
2. København: Arbejdsmiljøinstituttet.
Miljøstyrelsen. (1994). Tilslutning af industrispildevand til kommunale
spildevandsanlæg (Vejledning fra Miljøstyrelsen nr. 6 1994). København.
Miljøstyrelsen. (1996). Status og perspektiver for kemikalieområdet: Et
debatoplæg (Oplæg fra Miljøstyrelsen). København.
Miljøstyrelsen. (2000). Listen over uønskede stoffer: En signalliste over
kemikalier, hvor brugen på længere sigt bør reduceres eller stoppes
(Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 9 2000). København.
Miljøstyrelsen. (2001). Håndbog i miljøvurdering af produkter. København.
Nielsen, P. A. og Wolkoff, P. (1993a). Indeklimamærkning af byggevarer. Del 1:
Beskrivelse af en prototypeordning. (SBI-Rapport 232). Hørsholm: Statens
Byggeforskningsinstitut.
Nielsen, P. A. og Wolkoff, P. (1993b). Indeklimamærkning af byggevarer. Del 2:
Faglig og teknisk dokumentation af en prototypeordning. (SBI-Rapport 233).
Hørsholm: Statens Byggeforskningsinstitut.
Petersen, E. H. (1998). Database og opgørelsesværktøj for bygningsdeles og
bygningers miljøparametre (2. udg.) (SBI-rapport 275). Hørsholm: Statens
Byggeforskningsinstitut.
Sandahl, E., et al. (1997). Byggvarudeklarationer: Ett led i byggsektorns
miljöansvar för byggvaror. Anvisningar för upprättande av byggvarudeklarationer.
Byggsektorns Kretsloppsråd. Stockholm: Svensk Byggtjänst.
Statens Byggeforskningsinstitut. (1998). Badeværelser: Eksempler på planlægning,
projektering og udførelse af badeværelser i nye og gamle boliger. (SBI-anvisning
180). Hørsholm.
Toldsted, J., Stranddorf, H.K, og Hansen, L.E.(1997). Miljøvaredeklarationer. (Arbejdsrapport
nr. 37). København: Miljø- og Energiministeriet.
Umweltgefährdende Stoffe.Vergleichende ökologische Bewertung von Anstrichstoffen
in Bauberich (1995). Band 2. Daten. Schriftenreihe Umwelt nr. 232. Bundesamt für
Umwelt, Wald und Landschaft (BUWAL). Bern.
Weddebye, E. B., Niemelä, J. og Petersen, K. (2000). Effektlisten 2000
(Orientering fra Miljøstyrelsen, 6/2000). København.
Wenzel, H., Hauschild, M., & Rasmussen, E. (1996). Miljøvurdering af produkter.
Danmarks Tekniske Universitet, Instituttet for Produktudvikling. København:
Miljøstyrelsen og Dansk Industri.
Vurderingen af eksisterende kemikalier i EU foretages i fire trin: Dataindsamling,
prioritering, risikovurdering og hvis nødvendigt risikoreduktion. For at kunne håndtere
prioriteringen, er EURAM (European Risk Ranking Method) blevet udviklet af det Europæiske
kemiske kontor (ECB, Hansen et al., 1999). EURAM er det system, som medlemslandene i EU er
blevet enige om at anvende til prioritering og udvælgelse af de såkaldte High Production
Volume Chemicals (HPVC), der skal risikovurderes.
EURAM er et automatiseret værktøj, der anvender formaliserede data indsendt af
industrien til at udarbejde en prioriteret liste over kemiske stoffer. Den prioriterede
liste kommenteres efterfølgende af nationale eksperter, således at også nationale
prioriteringer inkluderes.
7.1.1 Vurderingsprincipper for det ydre miljø
Vurderingen har i princippet fem "beskyttelsesmål": Akvatisk økosystem,
terrestrisk økosystem, top-predatorer, mikroorganismer i renseanlæg samt atmosfæren. I
praksis sker vurderingen på baggrund af stoffers potentielle risiko i akvatiske systemer,
fordi der kun er få data for terrestrisk toksicitet.
Eksponeringsscore
Vurdering/beregning af eksponering i miljøet foregår via simple overvejelser
vedrørende stoffets skæbne i miljøet (emission, fordeling og nedbrydning). Logaritmen
til den samlede eksponeringsscore skaleres til et tal mellem 0 og 10. For eksponering af
top-predatorer tages også hensyn til bioakkumulering. Eksponering fastlægges ud fra
simple eksponeringsmodeller, som omfatter tre faktorer: Den producerede/importerede
tonnage, fordeling i miljøet (beregnet ved simple modeller) samt bionedbrydelighed.
På baggrund af tonnagen og viden om det kemiske stofs hovedanvendelser estimeres
emissionen som en fraktion af tonnagen. Fordelingen i miljøet beregnes ved hjælp af
Mackay level 1-model, detaljer herom findes i (Hansen, 1999). Fordelingen udtrykkes ved
den fraktion af emissionen, som (ved "steady state") vil findes i de forskellige
delmiljøer. Der tages hensyn til nedbrydelighed af stoffet ved at multiplicere med en
faktor 0,1 (letnedbrydelig), 0,5 (iboende-nedbrydelig) eller 1 (ikke-nedbrydelig):
EEXVi: |
Environmental EXposure Value |
i: |
Forskellige delmiljøer (luft, vand, jord, sediment,
suspenderede partikler og fisk (biota)) |
|
|
EEX: |
Environmental EXposure |
DistENVi: |
Distribution factor eller den fraktion, som ender
i delmiljø. |
Selve eksponeringsscoren skaleres til et tal mellem 0 og 10:
EEXi = |
1,37[ (log (EEXVi) + 1,30] |
EEX: |
Environmental EXposure |
Hvis stoffet er bioakkumulerende, kan der tages hensyn til dette i miljø 6 (fisk og
biota). Der gives en score, der afhænger af log BCF (Bio Concentration Factor), hvorved
denne egenskab ikke får så stor vægt som de andre eksponeringsegenskaber, jf. tabel
7.1.1. Log BCF kan desuden bestemmes på baggrund af log Kow.
Eksponeringsscore for vandmiljøet beregnes til:
EEX = |
0,971[ (log (EEXV) + AP + 1,301] |
AP: |
Accumulation Potential eller akkumuleringspotentialet. |
Tabel 7.1.1.
Værdier for akkumuleringspotentiale, AP.
Log BCF |
AP |
Log BCF £ 2 |
0 |
2< Log BCF £ 3 |
1 |
3 < Log BCF £ 4 |
2 |
4 < Log BCF |
3 |
Default |
3 |
BCF: Bio Concentration Factor.
Effektscore
Effektvurderingen baseres på data fra akutte eller kroniske undersøgelser under
anvendelse af de applikationsfaktorer, som anbefales i risikovurderingen (TGD'en).
Effektscoren for det ydre miljø baseres på økotoksicitetsdata (EC50, LC50,
NOEC), hvor der anvendes en vurderingsfaktor, hvis størrelse afhænger af
datamængden/-kvaliteten. Faktor for effektscoren beregnes således:
EEFVi : |
Environmental EFfect Value |
AFi : |
Assessment Factor, se tabel 7.1.2. |
Tabel 7.1.2.
Vurderingsfaktorer AF til beregning af faktor for effektscore.
Effektmål |
Antal arter |
AF |
NOEC |
³ 3 |
10 |
NOEC |
2 |
50 |
NOEC |
1 |
100 |
L(E)C50 |
³ 3 |
1000 |
L(E)C50 |
2 |
1000 |
L(E)C50 |
1 |
1000 |
Hvis værdien for økotoksicitet er mindre end 10 ng/l, rundes der op til 10 ng/l,
ligesom der rundes ned til 1 mg/l, hvis værdien er højere end 1 mg/l. Hvis der ikke
findes toksicitetsværdier, anvendes 10 ng/l som default-værdi.
Effektscore normaliseres til at ligge mellem 0 og 10 ved at tage logaritmen til faktor
for effektscore:
EEFi = |
-2 log(EEFVi) |
EEF: |
EFfect Factor |
Samlede score for det ydre miljø
Score for det ydre miljø fremkommer ved multiplikation af eksponeringsscoren og
effektscoren:
ESi = |
EEXi x EEFi |
ES: |
Environmental Score |
EEX: |
Environmental EXposure |
EEF: |
Environmental EFfect |
I (Hansen, 1999) anføres det, at scoren for det akvatiske delmiljø kan anvendes
direkte, men at scorer for de andre delmiljøer først kan anvendes på et senere niveau,
f.eks. efter at data er vurderet nærmere. Scoren for det akvatiske delmiljø bør
forbedres ved at inkludere akkumuleringspotentialet.
Den akvatiske effektscore beregnes ved:
AEF = |
0,7* EEF + AP |
AEF: |
Aquatic EFfect |
EEF: |
Environmental EFfect |
AP: |
Accumulation Potential |
Og den samlede score for det akvatiske delmiljø beregnes ved:
AS = |
EEX* AEF |
AS: |
Aquatic Score |
7.1.2 Vurderingsprincipper for sundhed
Eksponeringsscore
Beregninger af eksponeringsscoren for sundhed er enklere end eksponeringsscore for
det ydre miljø. Scoren beregnes ud fra emission på tilsvarende måde som for det ydre
miljø og en faktor for tilgængelighed af stoffet. Tilgængeligheden af stoffet beregnes
ud fra damptryk, kogepunkt og oktanol/vand fordelingskoefficient. I tabel 7.1.3 gives
fraktionen af stoffet, som bidrager til eksponeringspotentialet. Der benyttes de højeste
værdier bestemt ud fra kogepunkt og damptryk, og værdien adderes med fraktionen bestemt
ud fra logKow.
HEXV = |
emission * DistHH |
HEXV: |
Human health EXposure Value |
DistHH: |
Distribution for Human Health eller den fraktion af stoffet, som frigives
til fordeling i miljøet. |
Tabel 7.1.3.
Fraktion af det emitterede stof, som mennesker eksponeres for.
Fysisk kemisk egenskab |
Værdi |
DistHH |
Kogepunkt ° C
(ved 950-1050 hPa) |
b.p. £ 60 |
0,75 |
60 < b.p. £
200 |
0,50 |
200 < b.p. £
15000 |
0,25 |
1500 < b.p |
0,05 |
Default |
0,50 |
Damptryk (hPa)
(ved 20-30° C) |
VP ³ 200 |
0,75 |
0,5 £ VP <
200 |
0,50 |
VP < 0,5 |
0,25 |
VP < 0,5 ved 200° C |
0,05 |
Default |
0,5 |
Log Kow |
Log Kow > 3 |
0,75 |
Log Kow £
3 |
0,00 |
Default |
0,25 |
Eksponeringsscoren skaleres til en værdi mellem 0 og 10:
HEX = |
1,785[log(HEXV) 0,398] |
HEX: |
Human health EXposure |
HEXV: |
Human health EXposure Value |
Effektscore
Effektscoren fastlægges ud fra en rangordning af risikosætninger, se tabel 7 i
kapitel 2. Der inkluderes desuden viden om stoffers egenskaber ved at undersøge
genotoksicitet og toksicitet ved gentagen dosering. For detaljer herom henvises til
(Hansen, 1999).
Samlet score for sundhedseffekter
Den samlede sundhedsscore beregnes ved multiplikation af eksponeringsscore og
effektscore:
HS = |
HEX * HEF |
HS: |
Human health Score |
HEX: |
Human health EXposure |
HEF: |
Human health Efect. |
(Forfattet af Danielle Freilich, Byggentreprenörernas Medlemservice, Stockholm 1999).
Bakgrund
Listan är en exempellista över kemiska ämnen med hälso- och miljöegenskaper som
är relevanta ur hälso- och/eller miljösynpunkt och behöver anges på
byggvarudekla-rationer för att kunna hanteras tillfredsställande. Ämnen är inte
förbjudna och många är inte heller prioriterade för särskilda insatser av typ
avveckling eller begränsning. En del förekommer dock på tidigare publicerade
prioriteringslistor.
Byggföretagen behöver ökade kunskaper om innehåll av hälso- och/eller
miljöfarliga kemiska ämnen i byggvaror för att kunna välja mindre farliga produkter
och för att kunna dokumentera de material som byggs in i dagens konstruktioner. Den
bifogade kemikalielistan bör fungera som ett medel för att öka informationen och
underlätta dialogen mellan materialleverantören och byggaren.
Listan
Listan tar upp exempel på kemiska ämnen som förekommer i Sverige i kemiska produkter
som levereras till byggsektorn och som p g a sina egenskaper kan medföra risker för
hälsa och/eller miljö.
Kemikalieinspektionens produktregister kan ge en samlad överblick över import och
tillverkning av kemiska produkter och ämnen som används inom byggsektorn med minst 100
kg per år. Registrets sökningar under våren 1998 har givit en grov lista på drygt ca 3
000 ämnen som återfinns i produkter i byggbranschen men också i olika råvaror och
tillsatser som används i byggbranschen. Sökningen i produktregistret återspeglar
siffror från 1996.
De flesta av de kemiska ämnen som redovisas återfinns i Kemikalieinspektionens
sökning i produktregister och i följande listor och rapporter:
 | Kemikalieinspektionens OBS-lista, 2a upplaga 1998. |
 | Kemikalieinspektionens Begränsningslista 1996. |
 | Kemikalieinspektionens rapporter: |
 | 4/91 Tillsynsprojekt härdplaster (epoxi-, isocyanat- och akrylatprodukter) |
 | 5/95 Tillsatser i plast - slutrapport från plastadditivprojektet |
 | 16/95 Flamskyddsmedelsprojektet. Slutrapport |
 | 2/96 En nyans grönare - en studie av färg till konsument- och yrkesmåleri. |
 | Den danska Miljøstyrelsens lista över uønskade ämnen, orientering fra
Miljøstyrelsen, nr 1 1998. |
 | Kemiska ämnen som ej får användas inom Volvokoncernen: svarta lista, 1998. |
 | Kemiska ämnen vars användning skall begränsas inom Volvokoncernen: Grå lista, 1998. |
 | Utbyte av farliga kemiska ämnen inom Volvokoncernen: Vit lista, 1998. |
7.2.1 Kemikalielista över relevanta ämnen i byggvaror
(Danielle Freilich og Jörgen Åhgren, Byggentreprenörernas Medlemservice, Stockholm
1999).
Se her!
I dette afsnit gives der en kort beskrivelse af livscyklusvurderinger, som opgør alle
forbrug af råstoffer, emissioner til luft og vand samt mængde af affald over hele
bygningens livsforløb, dvs. fra vugge til grav. I livscyklusvurderinger omregnes forbrug
af råstoffer til forbrug af ressourcer og emissioner til potentielle miljøeffekter. I
Danmark er der udviklet en model for livscyklusvurderinger, UMIP-model (Udvikling af
Miljørigtige IndustriProdukter). Denne udnyttes i værktøjet BEAT 2000, som er tilpasset
forholdene inden for bygge- og anlægssektoren.
Livscyklusvurderinger omfatter hele livsforløbet og kan bruges til at udpege i hvilke
faser af livsforløbet, de væsentligste miljøbelastninger finder sted, og hvilke
materialer eller processer, der bidrager mest til miljøbelastningerne.
En livscyklusvurdering kan opdeles i følgende faser:
 | Formål og afgrænsning |
 | Opgørelse |
 | Miljøvurdering. |
7.3.1 Formål og afgrænsning
Ud fra formålet foretages der en afgrænsning af systemet og de miljøeffekter,
som vurderingen skal omfatte.
Tabel 7.3.1. giver en oversigt over væsentlige ressourcer og miljøeffekter for bygge-
og anlægssektoren.
Tabel 7.3.1.
Oversigt over vigtige ressourcer og miljøeffekter inden for bygge- og anlægssektoren
(BPS-centret, 1998).
Kategorier |
|
Ressourcer og miljøeffekter |
Ressourcer
|
Tab af energiråstoffer |
Tab af knappe fossile brændsler |
Tab af materialeråstoffer |
Tab af knappe materialer |
Tab af vandressourcer |
Tab af knappe (lokale) vandreserver |
Tab af landskaber mm. |
(Bl.a. som følge af skovbrug og
råstofudvinding) |
Sundhed
|
Effekter i arbejdsmiljøet |
Flere effekter |
Effekter i indeklimaet |
Flere effekter |
Effekter i det ydre miljø |
Human toksicitet |
Ydre miljø
|
Globale miljøeffekter |
Drivhuseffekt |
Stratosfærisk ozonnedbrydning |
Regionale og
lokale miljøeffekter |
Fotokemisk ozondannelse |
Forsuring |
Næringssaltbelastning |
Persistent toksicitet |
Økotoksicitet |
Effekter vedr. affald |
I den danske livscyklusmodel, UMIP-modellen, kan der i dag ikke beregnes tab af
landskab, effekter i arbejdsmiljøet og i indeklimaet eller effekter ved bortskaffelse af
affald. For bortskaffelsesfasen beregnes der mængde af forskellige typer affald.
7.3.2 Opgørelse
Der indsamles data for hele livsforløbet fra vugge til grav, dvs. udvinding af
råstoffer, fremstilling af materialer, opførelse, drift og vedligehold, nedrivning af
bygninger samt bortskaffelse af affald. Det er i dag muligt at få data for udvinding af
råstoffer og for fremstilling af materialerne, dvs. data for de to første faser i
livsforløbet, medens det er betydeligt vanskeligere at skaffe gode data for faserne
drift, vedligehold og nedrivning af bygningen. De indsamlede data benyttes til at beregne
forbrug af råstoffer (materiale- og energiråstoffer), emissioner til luft og vand,
mængde af affald, der deponeres samt mængde af restprodukter. Restprodukter er affald,
der bruges i en anden produktion eller går til forbrænding.
7.3.3 Miljøvurdering
Data fra opgørelse (input- og outputdata) omregnes til miljøeffektpotentialer, der
normaliseres og vægtes, inden den endelige vurdering finder sted.
En miljøvurdering består således af:
 | En klassificering af de enkelte miljøpåvirkninger |
 | En karakterisering |
 | En normalisering |
 | En vægtning af de normaliserede miljøeffekter. |
Ved klassificering rubriceres de enkelte miljødata under de tilhørende
miljøeffekter. Miljødata kan således bidrage til flere miljøeffekter, f.eks. bidrager
udledning af NOx til forsuring, næringssaltbelastning, dannelse af fotokemiske
oxidanter og human toksicitet.
Ved karakterisering udregnes den maksimale miljøeffekt, et miljøeffektpotentiale. Den
virkelige miljøeffekt vil afhænge af forholdene, hvorunder det enkelte stof udsendes.
Miljøeffektpotentialet beregnes ved en effektfaktor:
MP = |
Q * EF |
MP: |
Miljøeffektpotentiale |
Q: |
Emission pr. år |
EF: |
Effektfaktor. |
I UMIP-modellen beregnes energi- og materialeressourcer ved at angive mængden af den
pågældende ressource, medens emissioner til luft omregnes til miljøeffekter som
drivhuseffekt, nedbrydning af ozonlaget m.m. Modellen beregner ikke miljøeffekter
forårsaget af bortskaffelse af affald, men beregner mængde af forskellige typer affald,
volumenaffald, farligt affald, slagge og aske samt radioaktivt affald.
Ved normalisering sættes de udregnede miljøeffekter i forhold til den årlige, totale
miljøeffekt beregnet pr. person. Den årlige miljøeffekt pr. person kaldes også
normaliseringsreference. De normaliserede miljøeffektpotentialer beregnes ved at dividere
med den forventede levetid af produktet og derefter med normaliseringsreferencen. Det
normaliserede miljøeffektpotentiale har enheden personækvivalent PE.
Et eksempel:
Drivhuseffekten beregnes pr. leveår for en bygningsdel, og denne divideres med
normaliseringsreference:
Tabel 7.3.2.
Normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer for nogle ressourcer i UMIP-modellen
(Wenzel et al., 1996).
Ressourcer |
Normaliseringsreference
kg/person/år |
Vægtningsfaktor år |
Energiressourcer |
|
|
Olie |
590 |
0,023 |
Kul |
570 |
0,0058 |
Naturgas |
310 |
0,016 |
Metaller |
|
|
Aluminium |
3,4 |
0,0051 |
Bly |
0,64 |
0,048 |
Jern |
100 |
0,0085 |
Kobber |
1,7 |
0,028 |
Mangan |
1,8 |
0,012 |
Nikkel |
0,18 |
0,019 |
Tin |
0,04 |
0,037 |
Zink |
1,4 |
0,050 |
Tabel 7.3.3.
Normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer for miljøeffekter i UMIP-modellen
(Wenzel et al., 1996).
Miljøeffekt |
Normaliseringsreference |
Vægtningsfaktor |
Global |
|
|
|
Drivhuseffekt |
8.700 kg |
CO2-ækv./person/år |
1,2 |
Nedbrydning af ozonlaget |
0,202 kg |
CFC 11-kv./person/år |
23 |
Regional og lokal |
|
|
|
Fotokemisk ozondannelse |
20 kg |
C2H4-ækv./person/år |
1,2 |
Forsuring |
124 kg |
SO2-ækv./person/år |
1,3 |
Næringssaltbelastning |
298 kg |
NO3-ækv./person/år |
1,2 |
Human toksicitet |
|
|
1,1 |
- human toksicitet, luft |
2,9× 1010 |
m3 luft/person/år |
|
Økotoksicitet |
|
|
2,3 |
- vand, akut |
3,8× 104 |
m3 vand/person/år |
|
- vand, rensningsanlæg |
4,9× 105 |
m3 vand/person/år |
|
Persistent toksicitet |
|
|
2,8 |
- human toksicitet, vand |
2,3× 106 |
m3 vand/person/år |
|
- human toksicitet, jord |
6.700 |
m3 jord/person/år |
|
- økotoksicitet, kronisk |
4,2 105 |
m3 vand/person/år |
|
- økotoksicitet, jord |
1,2× 105 |
m3 jord/person/år |
|
Affald |
|
|
|
Volumen affald |
1.350 |
kg/person/år |
1,1 |
Slagge og aske |
20,7 |
kg/person/år |
1,1 |
Farligt affald |
350 |
kg/person/år |
1,1 |
Radioaktivt affald |
0,035 |
kg/person/år |
1,1 |
Normaliseringsreferencerne har som referenceår 1990.
Vægtningsfaktorerne beregnes ud fra henholdsvis forsyningshorisonten for
ressourcer og politisk fastsatte reduktionsmål for miljøeffekter for år 2000.
Vægtningsfaktorer afspejler, hvor alvorlig en miljøeffekt er ud fra en overordnet
samfundsmæssig helhedsvurdering. Jo skrappere den politiske målsætning er, jo større
bliver vægtningsfaktoren. De normaliserede ressourceforbrug og miljøeffekter
multipliceres med vægtningsfaktorer vist i tabellerne 7.3.2 og 7.3.3, hvorved
ressourcerne får enheden personreserve (PR) og miljøeffekterne enheden målsat
personækvivalent (PEM).
7.4.1 BEAT 2000 - et database- og opgørelsesværktøj
Edb-værktøjet BEAT 2000, udviklet af By og Byg, Statens Byggeforskningsinstitut,
anvendes til opgørelse af miljøpåvirkninger fra bygningsdele og hele bygninger, og
omregner miljøpåvirkninger til forbrug af ressourcer og miljøeffektpotentialer. BEAT
2000 baserer sig således på UMIP-modellen. Til værktøjet hører en database, som
indeholder miljødata for byggematerialer, (Petersen, 1998).
For et produkt indtastes der således forbrug af råstoffer, råmaterialer og energi,
emissioner til luft og vand samt mængde af affald, der deponeres, brændes eller
genbruges. For bygningsdele angives mængde af materialer, som indgår i bygningsdelen ved
opførelse, materialer, der bruges i forbindelse med vedligehold af bygningsdelen samt
mængde af affald, der opstår ved nedrivning af bygningsdelen.
7.4.2 Resultater
I dette projekt er der beregnet miljøbelastninger for en væg og et gulv i et
badeværelse bestående af tunge materialer, som er den løsning, der oftest benyttes ved
nybyggeri. Væggen består af porebeton med et tyndt lag puds og er beklædt med glaserede
fliser. Der anvendes et vandtætningssystem mellem porebeton og fliser, hvor f.eks. primer
og membran begge kan bestå af acrylat. Fliserne er opsat i en cementmørtel og fuget med
en cementbaseret fugemasse. I hjørner anvendes en elastisk fugemasse, her
silikonefugemasse.
Figur 7.4.1.
Anvendte materialer i en badeværelsesvæg i et ny bolig.
I figur 7.4.2 er vist en miljøprofil for en badeværelsesvæg samt bidraget fra de
enkelte materialer. Der ses, at fliser og porebeton bidrager til de viste
miljøbelastninger. Alle miljøbelastninger kan relateres til energiforbruget. Effekterne
som human toksicitet og persistent toksicitet er beregnet ud fra forbruget af energi og
ikke ud fra produktspecifikke emissioner ved fremstilling af produkterne.
GWP: Drivhuseffekt, AP: Forsuring, NP: Næringssaltbelastning, HT: Human toksicitet,
PT: Persistent toksicitet. Transport af materialer til fabrik. PEM: Personækvivalenter
vægtet efter målsatte udledninger.
Figur 7.4.2.
Miljøeffekter for en badeværelsesvæg med et vandtætningssystem af acrylat.
Gulvet består af armeret beton og er belagt med glaserede fliser. Der anvendes
ligeledes et vandtætningssystem mellem beton og fliser, f.eks. primer og membran af
acrylater.
GWP: Drivhuseffekt, AP: Forsuring, NP: Næringssaltbelastning, HT: Human toksicitet ,
PT: Persistent toksicitet. Transport af materialer til fabrik. PEM: Personækvivalenter
vægtet efter målsatte udledninger.
Figur 7.4.3.
Miljøeffekter for et badeværelsesgulv med et vandtætningssystem af acrylat.
Miljøprofilen af badeværelsesgulvet viser ligeledes, at det er fliser og beton, der
bidrager mest til miljøbelastningerne.
7.4.3 Miljødata
Miljøprofilen er beregnet udfra oplysninger om materialemængder, der indgår i
bygningsdelen. I tabel 7.4.1 angives forbrug pr. m2 væg eller pr. m2
gulv samt levetid for produktet. Levetiden kan godt være kortere end materialernes
holdbarhed, idet materialerne kan udskiftes af andre hensyn end de rent
holdbarhedsmæssige. Her er skønnet, at et badeværelse renoveres efter 40 år, og at der
udskiftes fliser efter 20 år. Tabellen angiver energiforbruget, der medgår til
fremstilling af materialet. Energiforbruget kan bruges som en grov indikator for
miljøbelastningerne.
Det har været vanskeligt at få detaljerede miljødata for de materialer, der indgår
i væggen eller gulvet, se tabel 7.4.2. De benyttede miljødata er ret grove, men bruges
her for at vise hvilke materialer, der bidrager mest til miljøbelastningerne, når
beregningerne baseres på oplysninger om energiforbruget til fremstilling af materialer.
Tabel 7.4.1.
Mængde pr. m2 væg og pr. m2 gulv, levetid for de forskellige
materialer i et badeværelse i en ny bolig samt energiforbrug til fremstilling af
materialerne.
|
Mængde
kg/m2 |
Levetid
År |
Energiforbrug
MJ/m2 |
Badeværelsesvæg |
|
|
|
Porebeton (incl. mørtel) |
72 |
40 |
320 |
Tyndpuds |
1,2 |
20 |
6 |
Vandtætningssystem |
1,8 |
20 |
61 |
Flisemørtel |
6 |
20 |
30 |
Fliser |
21,5 |
20 |
650 |
Fugemasse, cement |
0,8 |
20 |
4 |
Fugemasse, silikone |
0,5 |
20 |
120 |
I alt (incl. transport) |
|
|
1200 |
Badeværelsesgulv |
|
|
|
Beton |
138 |
40 |
89 |
Armeringsjern |
4,2 |
40 |
67 |
Vandtætningssystem |
1,8 |
20 |
61 |
Flisemørtel |
6 |
20 |
30 |
Fliser |
21,5 |
20 |
650 |
Fugemasse, cement |
0,8 |
20 |
9 |
Fugemasse, silikone |
0,5 |
20 |
110 |
I alt (incl. transport) |
|
|
1030 |
Der er anvendt data for glaserede fliser, der fremstilles i Sverige. Oplysningerne
findes i miljøvaredeklarationen for dette produkt. Miljøvaredeklarationen giver data som
forbrug af råmaterialer og energi til fremstilling, men der mangler data for fremstilling
af glasur (Höganäs klinker, glaseret, 1999). Det har ikke været muligt at få en
nøjagtig sammensætning af tyndpuds, flisemørtel og fugemasse på cementbasis.
Sammensætningen er fastlagt ud fra oplysninger fra produktinformationsblade og
oplysninger fra Kontoret for Produktdata, se kapitel 4. Miljødata er således relateret
til mængde af cement, der indgår i de pågældende produkter.
Tabel 7.4.2.
Miljødata som forbrug af energi, produkt eller processpecifikke emissioner samt
affald for de anvendte materialer.
Materialer |
Forbrug af råmaterialer |
Energiforbrug |
Produktspecifikke emissioner |
Affald |
Fliser |
+ |
+ |
- |
- |
Tyndpuds |
+ |
- |
|
|
Flisemørtel |
+ |
- |
|
|
Vandtætningssystem |
- |
(+) |
- |
- |
Fugemasse, cement |
+ |
- |
- |
- |
Fugemasse, silikone |
- |
+ |
- |
- |
I dette projekt kendes ikke den præcise sammensætning af vandtætningssystemet.
Derfor er der anvendt nogle retningsgivende miljødata for primer og membran. Der er
anvendt aggregerede data for en acrylbaseret maling (46 % acrylater i vand), hvor der
angives forbrug af råmaterialer og energiforbrug samt produktrelaterede emissioner til
luft og vand (Umweltgefährdende Stoffe, 1995). Emissionerne er givet som den totale
mængde hydrocarboner VOC (Volatile Organic Carbons) til luft og som den totale mængde
organiske materiale COD (Chemical Oxygen Demand) til vand. Emissioner skal splittes op på
enkeltkomponenter for at kunne omregnes til potentielle miljøeffekter. Opsplitningen kan
ske ud fra et kendskab til de enkelte processer, men er ikke mulig her, da de enkelte
processer ikke er kendt. For silikonefugemasser er der benyttet et meget groft skøn for
energiforbrug (Hansen, 1995).
Ud fra ovenstående må det konstateres, at det er vanskeligt at skaffe data for
produktspecifikke emissioner, og at miljødata for byggevarer ofte må basere sig på
oplysninger om energiforbruget. Miljøprofiler afspejler således miljøbelastninger fra
forbrug af energi selv ved kemikalietunge produkter.
I dag anvendes der vandtætningssystemer med forskellige membraner. I nedenstående
tabel gives en oversigt over de vigtigste produkter, der er indsamlet oplysninger om. Der
vises to eksempler på oplysninger om indholdsstofferne i vandtætningssystemer.
Tabel 7.6.1.
Oversigt over vigtige typer vandtætningssystemer.
Membrantype |
Antal produkter |
Enkomponent membraner af acrylat |
2 |
Tokomponent membraner: Cement og
plastdispersioner |
5 |
Membraner af elastomer |
2 |
Bitumenholdige membraner |
4 |
Membran: Polyacrylater med tokomponent epoxy primer
Se her!
Monomer:
Konserveringsmidler:
Dispergeringsmidler:
Blødgørere: I membran
Elastificeringsmidler:
Uønskede stoffer: 2-butanonoxim
Farlige stoffer: Cement, calciumhydroxid, stoffer i epoxyprimer
Membran: Elastomer
Se her!
1) Malingsaffald,
2) Cementmørtel,
3) Silikonegummi
Bemærkninger:
Monomer:
Konserveringsmidler:
Dispergeringsmidler:
Elastificeringsmidler: I klæbere og fugemasser
Uønskede stoffer:
Farlige stoffer: Cement, kvartssand, ethylenglycol, solventnaphta
|