| Forside | | Indhold | | Forrige |
Miljøvurdering af kemiske stoffer i byggevarer
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!
Bemærkninger:
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
| Forside | | Indhold | | Forrige | | Top | |
|