PVC-produkter, miljørisiko og risikoreduksjon - Norges ...

NR. 10/92
PVC-produkter,
miljørisiko og
risikoreduksjon
En vurdering av miljørisiko
knyttet til PVC-produkters
livsløp, og strategier for
reduksjon av denne risikoen
ISBN 82-7478-076-0
ISSN 0807-0946

PVC-PRODUKTER, MILJØRISIKO OG
RISIKOREDUKSJON
En vurdering av miljørisiko knyttet til PVC-produkters
livsløp, og strategier for reduksjon av denne risikoen.
Notat til miljøverndepartementet som supplement til
SEMs rapport om PVC i engangsemballasje.
Fredrik Theisen, Norges Naturvernforbund.
Sammendrag
PVC-produkters livsløp involverer et stort antall og store mengder kjemiske forbindelser
med kjente eller potensielle langsiktige skadevirkninger på miljø og helse. Disse stoffene
omfatter mellomprodukter, biprodukter, tilsetnings-stoffer og nedbrytnings-produkter.
Stoffene når miljøet gjennom avfalls- og forurensnings-strømmer knyttet til produksjon og
avfallsbortskaffelse, og som diffuse utslipp fra PVC-produkter.
De stoffene som har størst betydning for risikoen er persistente, naturfremmede
klororganiske forbindelser knyttet til produksjon og avfallsabortskaffelse av PVC. Eksempler
på stoffer som utgjør en betydelig kjent risiko er dioksiner fra produksjon og
avfallsbortskaffelse, og tetraklormetan fra produksjonen av PVC. Men også
tilsetnings-stoffer i form av syntetiske, organiske og metallholdige forbindelser representerer
en betydelig risiko. Eksempler er ftalater, bly- og kadmiumforbindelser.
Et stort antall av disse stoffene er persistente og/eller naturfremmede stoffer med kjente eller
potensielle miljøgift-egenskaper. Stoffene spres i miljøet i betydelig omfang. Miljørisikoen
knyttet til PVC-produkter er derfor betydelig.
Det er store usikkerheter forbundet med de langsiktige direkte og indirekte miljøvirkningene
av produksjon, bruk og avfallsbortskaffelse av PVC-produkter. Dette skyldes både at
mengdene og sammensetningen av direkte og forsinkede utslipp av klororganiske stoffer og
tilsetningsstoffer gjennom PVC-produktenes livsløp er relativt dårlig kjent, og at det er store
usikkerheter knyttet til potensielle langsiktige miljøvirkninger av slike utslipp.
Usikkerheten og de manglende kunnskapene om langsiktige miljøvirkninger knyttet til
klororganiske produkter er et viktig argument for å velge andre materialsystemer enn PVC.
Dersom man ønsker å redusere den framtidige risikoen for miljøet, må eliminasjon av utslipp
av persistente forbindelser med potensielle miljøgift-egenskaper eller indirekte
skadevirkninger prioriteres langt høyere enn i dag.
PVC er et strategisk knutepunkt for en rekke miljøfarlige materialstrømmer. En generell
utfasing av PVC vil derfor være en mer rasjonelt enn å begrense eller forby bruk av de ulike
miljøfarlige kjemikaliene hver for seg. En generell utfasing av produksjonen av klor og
klororganiske produkter vil være den mest effektive måten å redusere miljørisikoen fra
klororganiske stoffer. PVC-produksjonen har her en nøkkelrolle som avtager av 30% av
verdens klorproduksjon.

Livsløps-analyser gir et usikkert og utilstrekkelig beslutningsgrunnlag for valg mellom PVC
og alternative materialsystemer. Potensiell risiko og usikkerhet vurderes ikke, samtidig som
en rekke beslutningsrelevante problemstillinger faller utenfor "systemgrensen" for analysen.

INNHOLD
1. Innledning 4
2. Klororganiske stoffer og miljørisiko. 5
2.1 Generelt om miljørisiko. 5
2.2 Kjent miljørisiko 6
2.3 Potensiell risiko 6
2.4 Eksempler på risikovurderinger 7
3. Viktige faktorer ved vurdering av miljørisiko. 8
3.1 Utslippenes størrelse og sammensetning 8
3.1.1 VCM-produksjon. 8
3.1.2 Frigivelse av miljøskadelige additiver. 9
3.1.3 Utslipp ved forbrenning av PVC-produkter. 10
3.1.4 Nedbrytning av PVC-produkter. 11
3.2 Utslippskomponentenes egenskaper. 12
3.2.1 Persistens, bioakkumulerbarhet og toksisitet. 12
3.2.2 Naturfremmedhet. 13
3.3 Eksempler fra PVCs livs-syklus. 13
3.3.1 Organiske mykgjørere. 13
3.3.2 Dioksiner og Furaner 14
3.4 Muligheter for å forutsi eller dokumentere
skadevirkninger fra naturfremmede stoffer 15
3.5 Prioriterings- og begrensningslister for
naturfremmede stoffer. 16
4. Beslutningsteoretiske aspekter. 17
4.1 Prinsippet om å handle som om
det verste vil skje. 18
4.2 Irreversible beslutninger. 18
4.3 Beslutningenes rammer. 18
4.4 Føre-var-prinsippet og naturens tålegrense. 19
4.5 Litt forurensnings-ideologi. 20
5. PVC-produkter som strategisk knutepunkt for
miljøfarlige materialstrømmer. 21
6. PVC og strategier for utfasing av klororganiske
forbindelser. 21
7. Livsløps-analyser og miljø-risiko. 23
7.1 Kjente v.s. potensielle virkninger 23
7.2 Utslipp som ikke er med i analysen 24
7.3 Utslipp som ikke er spesifisert 24
7.4 Problemstillinger som faller utenfor analysen 24
7.5 Betydningen av usikkerheter og
mangler i input-data 25

1. Innledning.
Dette notatet er ment som et supplement til miljødelen av SEMs rapport om utfasing av PVC
i engangs-emballasje. Naturvernforbundet mener et slikt supplement er helt nødvendig
fordi sentrale beslutningsrelevante aspekter og temaer enten helt er utelatt eller svært
overflatisk behandlet i rapporten. Naturvernforbundet frykter også at en del overordnede
aspekter ved PVC-utfasing ikke blir berørt når problemet deles opp og porsjoneres ut til
ulike arbeidsgrupper.
Miljødelen av SEMs rapport er basert på svært forenklede og ufullstendige livsløpsanalyser
for PVC og alternative produkter. Disse livsløpsanalysene gir et svært usikkert, ufullstendig
og sterkt forenklet regnskap over utslipp fra produktenes livs-syklus. Regnskapet over
utslipp er også basert på samle-parametre som uten en nærmere spesifisering sier lite eller
ingenting om hvilken miljørisiko utslippene representerer.
Årsaken til at Norges Naturvernforbund, Greenpeace og en rekke andre
miljøvernorganisasjoner ønsker en generell utfasning av PVC og andre klororganiske
produkter, er den risiko spredning av persistente, klororganiske forbindelser representerer
for miljøet på lang sikt. Ved vurdering av langsiktig miljørisiko er stoffers persistens og
naturfremmedhet av avgjørende betydning.
Vidre er både miljøvernorganisasjonene og miljømyndighetene opptatt av at PVC-produkter
inneholder store mengder potensielt miljøfarlige tilsetnings-stoffer og at rå-PVC har store
mengder miljøfarlige mellomprodukter og biprodukter knyttet til produksjons-kjeden. Dette
gjør PVC interessant som "strategisk knutepunkt" i en utfasnings-strategi for miljøfarlige
materialstrømmer.
Diffuse utslipp via forbruksvarer og produkter får økende relativ betydning som
forurensningskilde etterhvert som utslipp fra punktkilder reduseres. Både
tilsetnings-stoffene og organisk bundet klor gjør PVC-produkter til en sannsynlig kilde for
betydelige diffuse utslipp av miljøskadelige stoffer.
Miljøorganisasjonene anser en omfattende utfasning av klor-produksjon og produksjon av
klororganiske kjemikalier og produkter som den eneste tilstrekkelig effektive måten å hindre
spredning av persistente, klororganiske forurensninger i miljøet. Dette synet støttes av flere
vitenskapelige miljøer som har arbeidet med virkningene av klororganiske miljøgifter i tungt
forurensede områder, bl.a. det amerikansk-kanadiske samarbeidsorganet International Joint
Commission pursuant to the Great Lakes Water Quality (1). Også i dette perspektivet har PVC en
nøkkelrolle som avtager av 30% av verdens klorproduksjon.
Hverken rapporten fra SEMs arbeidsgruppe på PVC eller rapportene fra de andre gruppene
som er satt til å vurdere ulike aspekter ved PVC-produkter dekker disse høyst
beslutningsrelevante aspektene.
Norges Naturvernforbund har derfor utarbeidet dette notat som et supplement til det
materialet Miljøverndepartementet mottar fra SEMs arbeidsgruppe og de gruppene som skal
vurdere tilsetningsstoffer og langtidsprodukter i PVC.
Notatet vurderer miljørisikoen knyttet til spredning av persistente, naturfremmede
klororganiske stoffer og potensielt miljøfarlige tilsetnings-stoffer i miljøet fra
PVC-produkters livs-syklus. Problemet er meget komplekst, fordi antallet ulike kjemiske
5

forbindelser er meget høyt, og usikkerhetene med hensyn til utslippsmengder og mulige
langsiktige skadevirkninger er store. Notatet vektlegger usikkerhetene og den potensielle
risikoen miljøet utsettes for, fordi disse aspektene ikke fanges opp av LCA-analyser.
Problemets kompleksitet og de store usikkerhetene utelukker forsøk på kvantitative
beregninger av miljørisiko. Relevansen av usikkerhet og uvitenhet med hensyn til
virkningene på miljøet belyses derfor med elementær beslutnings-teori.
Selv om ingen av de alternative materialene som i rapporten er gjenstand for LCA-analyser
har utslipp av klororganiske forbindelser knyttet til livsløpet, er dette problemet ikke
spesifikt for PVC-produkter. På emballasjesiden er det store utslipp av klororganiske
forbindelser knyttet til produksjonen av bl.a. klorbleket papir.
Notatet behandler også PVC-produkter som "strategisk knutepunkt" for miljøfarlige
materialstrømmer og PVC-produksjonens strukturelle nøkkelrolle i en utfasningsstrategi for
klororganiske stoffer. Disse aspektene fanges heller ikke opp gjennom LCA-analyser, fordi
de defineres til å være utenfor "systemgrensen".
Avslutningsvis behandles begrensninger og usikkerheter ved LCA-analyser som
beslutningsgrunnlag for valg mellom materialsystemer.
2. Klororganiske stoffer og miljørisiko
2.1 Generelt om miljørisiko.
Risiko defineres vanligvis som sannsynlighet x konsekvens eller forventet tap av nytte.
Vanligvis forbinder man risiko-begrepet med ulykkesrisiko (sannsynligheten for, og
konsekvensene av større ulykker), økonomisk risiko (sannsynligheten for, og størrelsen av
økonomiske tap), eller helserisiko (forventet antall kreft-tilfeller, dødsfall el.l.).
I begrepet miljørisiko legger jeg her sannsynligheten for og konsekvensene av langvarige
økologiske skadevirkninger, irreversible endringer i økosystemene og ødeleggelse eller
forringelse av arters livsgrunnlag. Tap av materiell og mennskeliv som en akutt følge av
ulykker er ikke spesielt viktig i økologisk perspektiv (men selvsagt i det totale risikobildet
som må vurderes av beslutningstagere). Det er de kjente og de potensielle langsiktige
virkningene av forurensningene på miljø og helse som er av størst betydning for
miljørisikoen.
Forurensning er å endre økosystemenes kjemi. Disse endringene kan være forbigående og
reversible eller nærmest evigvarende og irreversible avhengig av forurensningenes
egenskaper. Naturlige og lett nedbrytbare forbindelser representerer en moderat risiko for
irreversible og varige endringer av økosystemenes kjemi. Skadevirkningene vil oftest være
reversible hvis ikke stoffene slippes ut i slike mengder at arter utryddes over større områder.
Utslipp av persistente forbindelser som KFK, CO2, kvikksølv og dioksiner gir langvarige, og
ofte nærmest evigvarende virkninger. Slike utslipp er derfor spesielt risikable for miljøet.
Avgjørende for miljørisikoen fra kjemiske forbindelser er mengdene som spres i miljøet,
6

stoffenes egenskaper og i mange tilfeller resipientens egenskaper. Når det gjelder
økotosikologiske virkninger er faktorene persistens, bioakkumulerbarhet og toksisitet
kritiske for miljørisikoen. Dersom stoffene er naturfremmede blir de langsiktige virkningene
vanskelige å forutsi, og usikkerheten i risikovurderingene øker.
Det finnes solid empirisk belegg for å fastlå at klororganiske stoffer utgjør en større trussel
mot miljøet enn noen annen tilsvarende stoffgruppe. Det betyr at den kjente eller
kalkulerbare miljørisikoen er høy for stoffgruppen som helhet. Det er også godt empirisk
belegg for å påstå at naturfremmede, persistente organiske forbindelser som inneholder klor
og andre halogener, representerer en høy sannsynlighet for uforutsette, langsiktige direkte
og indirekte skadevirkninger på miljøet (jfr. PCB, DDT, dieldrin, dioksin, KFK, halon
karbontetraklorid, metylbromid etc.). Det betyr at den potensielle miljørisikoen, som idag
ikke er kjent eller dokumentert, er viktig når man vurderer spredning av forbindelser som
tilhører denne stoffgruppen. Det betyr også at det er stor usikkerhet omkring de langsiktige
konsekvensene av å spre slike stoffer i miljøet.
2.2 Kjent miljørisiko
Den kjente miljørisikoen ved spredning av syntetiske, klororganiske forbindelser i
økosystemene er i hovedsak knyttet til to grupper klor-organiske forbindelser:
(1) Tungt nedbrytbare flyktige klororganiske stoffer som bryter ned ozonlaget og bidrar til
økning i drivhus-effekten. Eksempler er KFK, tetraklormetan og 1.1.1-trikloretan.
(2) Klorerte forbindelser som er bioakkumulerbare og har toksiske effekter. Slike forbindelser
er oftest aromatiske forbindelser med en eller flere benzen-ringer i molekyl-strukturen.
Framstående eksempler er dioksiner, PCB og DDT.
I tillegg kommer en rekke akutte og kroniske helsevirkninger fra klororganiske løsemidler
som er nedbrytbare i varierende grad, og bidrag til lokal smog- og disdannelse. De kjente
langsiktige virkningene er immidlertid hovedsaklig knyttet til persistente flyktige og
aromatiske klororganiske forbindelser.
PVC er et alifatisk klorert hydrokarbon med høy molekylvekt. PVC er et fast stoff som ikke
er biologisk aktivt og ikke flyktig. Det er derfor liten grunn til å tro at PVC-molekylet i seg
selv representerer noen fare for direkte eller indirekte biologiske virkninger.
Den kjente miljørisikoen ved PVC-produkter knytter seg hovedsaklig til dannelsen av de to
ovenfornevnte stoffgrupper ved produksjon av VCM og forbrenning av PVC, og til
tilsetnings-stoffer med miljøgift-egenskaper som frigjøres ved produksjon, bruk og
forbrenning av PVC-produkter.
I tillegg representerer mellomproduktene etylen, klorgass, EDC og VCM en helse- og
ulykkesrisiko, og bidrar til lokale forurensnings-problemer (dis,smog). Det knytter seg også
betydelige usikkerheter til dannelse og virkninger av nedbrytnings- og reaksjonsprodukter
fra VCM, EDC og klorgass, og langsiktige miljøvirkninger av dette. Hva som skjer ved
nedbrytning av PVC-produkter på lang sikt f.eks. i søppelfyllinger er et annet
usikkerhetsmoment.
Miljørisikoen knyttet til et produkts livs-syklus er kjent i den grad vi kjenner utslippenes
størrelse, sammensetning og langsiktige direkte og indirekte økologiske skadevirkninger av
de ulike utslippskomponentene. Siden miljø-virkningene er kontekst-avhengige, er disse
7

aldri fullt ut kjent. Dette gjelder selvsagt alle produkter, ikke bare PVC og andre
naturfremmede produkter.
2.3 Potensiell risiko
For naturfremmede, klororganiske stoffer kan den risikoen vi idag ikke kjenner eller kan
forutsi (potensiell risiko) være vel så viktig i det totale risikobildet som den kjente risikoen
(2). Uforutsette direkte og indirekte virkninger av naturfremmede, tungt nedbrytbare
organiske klorforbindelser har flere ganger gitt oss ubehagelige overaskelser (3). Dette
skyldes at vi ikke på forhånd har vært i stand til å forutsi skadevirkningene på miljøet, og at
det har tatt lang tid før skadevirkningene ble dokumentert og akseptert som vitenskapelige
fakta. I mellomtiden har store mengder av stoffene hopet seg opp i naturen og
"samfunnskroppen", slik at virkningene vil vare lenge etter at tilførslen av stoffene stanses.
Eksempler på slike "opphopningsproblemer" er DDT, PCB og KFK, som alle er klororganiske
stoffer.
Sannsynligheten for slike uforutsette skadevirkninger er stor for en stoffgruppe som i
hovedsak er fremmed for økosystemene, og der svært mange av stoffene er tungt
nedbrytbare, bioakkumulerbare og har toksiske og subtoksiske effekter selv ved svært lave
konsentrasjoner. Mange arter har ikke utviklet naturlige nedbrytnings, utskillelses- og
beskyttelses-mekanismer som kan beskytte dem mot biologisk aktive, naturfremmede stoffer
(4). For persistente, naturfremmede stoffer kan vi dessuten ikke som for naturlig
forekommende miljøgifter (tungmetaller, PAH) beregne noen langsiktig tålegrense med
utgangspunkt i de naturlige bakgrunnsverdiene i miljøet (5).
Antallet klororganiske og naturfremmede stoffer involvert i PVC-produkters livs-syklus er
meget stort, og sannsynligheten for uforutsette og idag udokumenterte virkninger kan
dermed være høy. En vurdering av potensiell miljørisiko og manglende viten om langsiktige
miljøvirkninger er derfor en viktig del av beslutningsgrunnlaget i i valget mellom PVC og
alternative systemer.
2.4 Eksempler på risikovurderinger.
For miljøgifter og helsefarlige komponenter kan man kvantifisere helse-risikoen ved å
sammenlikne de nivåer av stoffene forurensningene fører til i miljøet, med grenseverdier for
tolerabelt daglig inntak eller yrkeshygieniske grenseverdier for inneluft. Disse grensene er
satt med utgangspunkt i eksisterende vitenskapelige data om helse- og miljøeffekter av
stoffene samt praktiske, tekniske og økonomiske hensyn. Eksempler på slike
risiko-vurderinger er "risk assessments" for dioksiner og PCB, grenseverdi-dokumentasjon
for VCM etc. (6,7,8,9).
For stoffer med ozon-nedbrytende egenskaper og drivhusgasser
kan man kvantifisere risiko-bidraget ved å multiplisere utslippene med beregnede faktorer
for globalt oppvarmings potensial (GWP) eller ozon-nedbrytnings-potensial (ODP). FN's
organ UNEP og har gjort risikovurderinger av ozonnedbrytning med hensyn til bl.a. antall
forventede hudkreft og grønn stær (10). FN's klimapanel IPCC gjør risikoberegninger for
utslipp av gasser med drivhuseffekt (11).
Vi har idag forholdsvis gode kunnskaper om virkningene av flyktige, klororganiske stoffer
på ozonlaget og drivhuseffekten, og man har mye data om dioksiners virkninger på enkelte
8

dyrearter og helsevirkningene av VCM. Når det gjelder en rekke andre klororganiske stoffer
og tilsetnings-stoffer som inngår i PVC-produkters livs-syklus er kunnskapene om de
lagsiktige økologiske virkningene svært mangelfulle. Det er også store usikkerheter med
hensyn til hvilke økologiske virkningene klimaendringer og øket innstråling av skadelig
UV-stråling vil gi.
Hvis de langsiktige økologiske virknigene av en kjemisk forbindelse ikke er kjente, slik
tilfellet alltid vil være for nye syntetiske kjemikalier, kan man gjøre teoretiske
risiko-vurderinger ut fra generell viten om, og enkle tester av stoffers og stoffgruppers
egenskaper og oppførsel i miljøet. Slike tester kreves utført før nye kjemikalier slipper inn på
markedet i EF og USA (notifikasjon). For økotoksikologiske virkninger i vannmiljøet er det
gjort flere slike risikoberegninger med utgangspunkt i tester av persistens,
bioakkumulerings-potensiale og toksisitet for vannlevende organismer (12,13,14). Fordi
økosystemene er svært komplekse, og virkningene kontekst-avhengige, blir slike "a priori"
vurderinger av miljørisikoen svært usikre (15). Forsøk på kvantitative sammenlikninger av
risiki fra ulike stoffer blir nokså illusoriske hvis usikkerhetene med hensyn til utslippenes
langsiktige skadevirkninger er store.
En generell og teoretisk tilnærming til risikoberegning og sammenlikning av risiko er det
amerikanske forurensningstilsynet USEPAs metode "multi media in environmental goal"(16)
som gir en matematisk størrelse regnet ut fra input-data om stoffets persistens,
bioakkumulerings-potensiale og toksisitet. Metoden tar hensyn til risikoen for langvarige,
irreversible miljøskader ved å legge stor vekt på faktorene persistens og
bioakkumulerings-potensiale, og mindre vekt på toksisitet. Metoden er omdiskutert.
Med usikre og ufullstendige data om utslippsmengder og langsiktige skadevirkninger vil en
risiko-vurdering basert på utslippsdata fra produktets livs-syklus og tilgjengelige
vitenskapelige aksepterte data om virkningene bare beskrive den kjente og dokumenterte
delen av det totale risikobildet. En LCA-analyse er et slikt forsøk på å kvantifisere den kjente
delen av miljørisikobildet, og tar derfor ikke for seg potensielle risiki (17).
3. Viktige faktorer ved vurdering av miljørisiko.
De tre viktigste faktorene ved vurdering av miljørisiko er utslippenes størrelse, utslippenes
sammensetning, og utslippskomponentenes egenskaper og virkninger. De økotoksikologiske
virkningene er alltid kontekstavhengige (15). Store usikkerheter i disse faktorene bidrar til
store usikkerheter i risikovurderingene.
3.1 Utslippenes størrelse og sammensetning.
Regulære utslipp og avfalls-strømmer knyttet til produksjonen av rå-PVC er relativt godt
kjent for hoved-komponentene. Dette gjelder utslipp av råstoffer som etylen, klorgass, VCM
og EDC, samt utslipp av kvikksølv, CO2, CO, NOx, TOC, DOC, støv etc. Når det gjelder
klororganiske komponenter som forekommer i små mengder, er usikkerheten derimot
betydelig, både m.h.t mengder og sammensetning av stoffer. Utslipp til vann luft oppgis
derfor gjerne under samleparametre som AOX og "klorerte hydrokarboner". Dette er også
tilfellet for databasen som er benyttet i SEMs studie (17).
9

Hvis man ikke kjenner sammensetningen av klororganiske stoffer, sier slike samleparameter
svært lite om de potensielle miljøvirkningene av utslippene. Det er mengdene av persistente
forbindelser som enten har miljøgift-egenskaper, er flyktige eller på annen måte kan skade
helse og miljø som er av interesse for risikoen. Det potensielle antallet av slike stoffer som
kan dannes under produksjonen er meget stort, og utslippenes og avfallsstrømmenes
innhold av slike stoffer er dårlig undersøkt. Bare dioksin-innholdet i utslipp og
avfalls-strømmer får vanligvis særbehandling og skilles ut som egen parameter.
3.1.1 VCM-produksjon.
Sammensetningen og mengdene av klororganiske forurensninger og avfalls-strømmer vil
variere fra fabrikk til fabrikk. Dannelse og utslipp klororganiske sporkomponenter fra
VCM-produksjon er de relativt dårlig undersøkt.
Det er imidlertid klart at det dannes betydelige mengder dioksiner og andre klorerte
aromatiske forbindelser som biprodukter under VCM-produksjonens oksikloreringstrinn. I
tillegg til dioksiner og furaner dannes ulike polyklorerte benzener og butadiener (20).
For hvert tonn VCM som produseres dannes ca 30 kg flytende klorert avfall. Den lette
fraksjonen ("light-ends") inneholder mye kloroform (30-40%) og tetraklormetan (20-35%),
samt en rekke klorerte etaner og etener samt benzen (25). Tetraklormetan har en ozon-faktor
(ODP) på 1.08 relativt KFK-12. Ved Hydros VCM-fabrikk på Rafnes dannes det ca 500 tonn
tetraklormetan i året. Det er ikke undersøkt hvor mye av dette som slipper ut i miljøet,
hverken ved målinger eller massebalanse-studier.
Den tunge fraksjonen ("heavy ends") inneholder mye klorerte etaner (27-43%) og klorerte
butener (20-30%)(25). Nyere undersøkelser i Nederland (18,20) tyder på at innholdet av
dioksiner og andre klorerte aromatiske forbindelser i "heavy ends" er betydelig, og at disse
stoffene i betydelig grad har funnet veien fra VCM-fabrikker ut i miljøet.
Ved nederlandske VCM-fabrikker har man målt opptil 0.73 ng/l TCDD-ekv i avløpsvannet
(19). Ved Universitetet i Amsterdam har man undersøkt oksykloreringstrinnet ved
produksjon av EDC/VCM eksperimentelt og funnet at dioksiner og furaner dannes i
mengder tilsvarende 4.2 ng TCDD ekv. pr g EDC. Man har ut fra dette beregnet at fabrikken
danner ca. tre kilo dioksin årlig målt i TCDD-ekvivalenter (20). Resultatene er blitt
sammenliknet med isomer-mønstrene av dioksiner i Rhinens sedimenter utenfor AKZOs
fabrikk i Nederland. Man fant en meget god overenstemmelse. Beregninger tyder på at ca
80% av de høye dioksinkonsentrasjonene i Rhinens sedimenter stammer fra
VCM-produksjonens oksykloreringstrinn (18).
En ny undersøkelse av dioksindannelsen ved VCM-fabrikken i Stenungsund i Sverige har
avdekket at produksjonen gir opphav til dioksiner tilsvarende 320 g TCDD-ekv i året (21).
Målt pr tonn EDC er dette i samme størrelsesorden som de Nederlandske eksperimentene,
og ca. 400 ganger mer enn det Hydro oppgir for produksjonen på Rafnes (22). Det kan derfor
være grunn til å sette et stort spørsmålstegn ved tallet for dioksindannelsen på Rafnes.
Disse undersøkelsene tyder på at VCM-produksjon kan være en vesentlig kilde til spredning
av dioksiner og andre klororganiske miljøgifter, selv om det meste av de polyklorerte,
aromatiske forbindelsene som dannes destrueres ved forbrenning av biproduktene.
Sammenhengen mellom VCM-produksjon og dioksin-innholdet i sedimentene i Rhinen
stemmer godt med den korrelasjonen man finner mellom produksjon av klororganiske
10

kjemikalier og dioksiner i sedimentene fra Lake Huron i Nord-Amerika (23, fig 2).
En økotoksikologisk undersøkelse NIVA har gjort av avløpsvannet fra VCM-fabrikken på
Rafnes (24) viser en betydelig samlet toksisitet for vannlevende organismer. Avløpsvannet
inneholder et stort antall og betydelige mengder klororganiske forbindelser, og man har ikke
klart å knytte den samlede toksisiteten til noe bestemt stoff. Rapporten viste at det totale
utslippet av klororganiske forbindelser var vesentlig høyere enn den ene komponenten som
var konsesjonsbelagt og ble målt (EDC). Avløpsvannet inneholdt bl.a. kloroform, 1.1.1
trikloretan, og spor av tetraklormetan. Avløpsvannet inneholdt også ftalater og adipater.
Åtte av hovedkomponentene i EDC-tjæren står på den svenske kjemikalie-inspeksjonens liste
over stoffer som bør prioriteres for bruks-restriksjoner (26). Uansett utslipp fra produksjonen
havner store deler av det flytende avfallet i miljøet fordi minst halvparten selges som billig
råstoff for framstilling av klororganiske løsemidler som tetraklormatan og KFK. Ved ICI i
England deponeres heavy ends som ikke kan brukes til produksjon av løsemidler i gruver.
Hydro Rafnes solgte i 1991 7500 tonn EDC-tjære vidre som råstoff (22). Resten av avfallet
brennes. Også forbrenningen gir utslipp av dioksiner og liknende stoffer til miljøet, selv om
utslippene er små ved normale forbrenningsbetingelser i moderne ovner (25).
Diffuse utslipp fra skjøter og ventiler representerer storparten av luftutslippene av VCM og
EDC. Diffuse utslipp av hovedkomponentene kan beregnes eller måles. En
NILU-undersøkelse fra 1990 (27) viste at de diffuse utslippene av EDC og VCM fra
VCM-fabrikken på Rafnes var 10-15 ganger høyere enn de rapporterte, konsesjonsbelagte
utslippene gjennom piper og rør. Utslippsdataene som ligger til grunn for SEM-rapportens
LCA-analyser er "final filtering values" og inkluderer trolig ikke diffuse utslipp. For
biprodukter fra VCM-produksjonen er det vanskeligere å måle eller beregne de diffuse
utslippene, men det er i følge representanter for Hydro Rafnes grunn til å tro at disse er små
fordi biproduktene skilles fra tidlig i prosessen og ikke følger hovedstrømmene (EDC og
VCM) vidre gjennom skjøter og ventiler i rørsystemene. Det kan likevel være grunn til å
rette oppmerksomheten mot diffuse utslipp av tetraklormetan, som er ozon-nedbrytende,
svært flyktig og dannes i betydelige mengder som biprodukt ved VCM-produksjonen (500
tonn/år ved Rafnes). Stoffet er regulert gjennom Montreal-protokollen, og Norge har
foreslått å fase ut produksjon og bruk av dette stoffet innen 1995.
3.1.2 Frigivelse av miljøskadelige additiver.
PVC-produkter inneholder store mengder miljøskadelige tilsetnings-stoffer. I følge SFTs
kartlegging av miljøskadelige stoffer i plast og gummi (28), er PVC det kunststoffet som
inneholder størst mengder miljø- og helseskadelige tilsetningsstoffer. Registrert forbruk av
tilsatsstoffer i PVC var i 1989 0.2 tonn tributyll-tinn-forbindelser, 0.3 tonn for kadmium
(importerte produkter), 370 tonn bly, 30 tonn klorparafiner og 4630 tonn ftalater. En rapport
fra den svenske kjemikalie-inspeksjonen peker også på stabilisatoren bisfenol-A som en
miljørisiko (26). For kortlivede produkter er særlig ftalatene (myk PVC) og
tinn-forbindelsene (flasker av hard PVC) interessante for risikoen.
Frigjøring av miljøfarlige tilsetnings-stoffer har økende relativ betydning ettersom utslipp fra
punktkilder blir redusert. En studie fra Hudson-elven indikerer at diffuse kilder og
konsumentvarer står for ca. 95% av utslippene av et 20-talls miljøfarlige stoffer. Liknende
forhold har man også i Rhinen (46).
Additiver i hard PVC er relativt stabilt bundet i PVC-produktene og frigjøres ikke på kort
11

sikt annet enn ved forbrenning. Da representerer selvsagt metaller med miljøgift-egenskaper
en betydelig risiko. Det er usikkert hvor fort ulike tilsetningsstoffer i hard PVC vil frigjøres
fra PVC-produkter og -avfall på lengre sikt.
Mykgjørere i myk PVC tilsettes i enorme mengder (30% av produktene), er ikke stabilt
bundet, og frigjøres både ved produksjon, under bruk og fra avfall. Hvor mye mykgjørere
som slipper ut i miljøet er svært vanskelig å beregne. Det finnes ca 500 ulike organiske
mykgjørere, hvorav ca. 100 er i vanlig bruk (19). Produksjonen av mykgjørere Europa er over
1.8 mill tonn i året. Ftalatene er den mest brukte stoffgruppen, og forbruket i PVC-produkter
i Norge er estimert til 5300 tonn i året (28). Stoffene er naturfremmede, relativt persistente,
fettløselige og flyktige. Stoffene har også en viss vannløselighet. Ftalater og andre
mykgjørere er ikke stabilt bundet i PVC. Fordi stoffene er flyktige unnslipper de under
produksjon (compoundering) og under bruk av myk PVC. Store mengder slipper ut i miljøet,
hvor stoffene akkumuleres fordi de bare delvis er nedbrytbare.
Omtrent 50% av forbruket av ftalater er stoffet DEHP. Dette stoffet er idag blitt en global
kontaminant som finnes i jord, vann og planter over det meste av verden (19).
Konsentrasjonene selv i områder der produksjon ikke foregår er stort sett høyere enn for
DDT. I sedimenter er vanlige konsentrasjoner 1-2 mg/kg. I kloakkslam er typiske
konsentrasjoner 70-100 mg/kg. I tidligere Vest-Tyskland har man beregnet at ca 100 tonn
DEHP når miljøet gjennom spredning av kloakkslam. Også den nest vanligste mykgjøreren i
PVC, DBP spres i betydelige mengder i miljøet.
I en undersøkelse utført for Umweltsbundesamt (det føderale forurensningstilsyn), fant man
at utslipp fra en fabrikk
i Niedersachsen hadde ført til akkumulasjon av DEHP i næringskjedene.
Umweltsbundesamt anslår at ca. 1600 tonn DEHP når miljøet i tidligere Vest-Tyskland årlig.
Omtrent halvparten er utslipp til luft fra produksjonsprosessen. Mot dette hevder
"Beratergermium fuer Umweltrelevante altstoffe der gesellschaft Deutcher Chemiker"
(rådgivningskomiteen for miljøvirkninger av avfall) at forvitring og naturlig utlaking av
PVC-avfall er hovedkilden til DEHP-forurensning.
3.1.3 Utslipp ved forbrenning av PVC-produkter
Regulære utslipp fra søppelforbrennings-anlegg er også godt beskrevet når det gjelder
hovedkomponenter som f.eks. HCl, SO2, NOx, CO og CO2. Man har også en rimelig oversikt
over utslipp av metallforbindelser som kvikksølv, kadmium, bly og sink. For utslipp av
organiske og klororganiske stoffer er usikkerhetene betydelige også for
søppelforbrenningsanlegg. En ny tysk undersøkelse indikerer imidlertid at
avfallsforbrenningen er ansvarlig for 28% av Tysklands totale dioksinutslipp. For
klororganiske sporstoffer (dioksiiner o.a.) er det vanskelig å avgjøre hva og hvor mye som
skyldes avfallets innhold av PVC idet det også finnes andre klorkilder i avfallet.
Undersøkelser peker i divergerende retning når det gjelder betydningen av PVC-innholdet i
avfallet for dioksindannelsen i moderne søppelforbrenningsanlegg. De nyeste
undersøkelsene ser imidlertid ut til å indikere at dioksindannelsen først og fremst styres av
forbrenningsbetingelsene, og at formen og mengdene kloret foreligger i er av underordnet
betydning (29,30,31). For utslipp fra søppelforbrenningsanlegg er det er kun definert
grenseverdier for utslipp av dioksiner. Andre klororganiske sporstoffer blir i liten grad målt.
12

Ved forbrenning utenom moderne forbrenningsanlegg kan PVC ha stor betydning for
dannelse av dioksiner. Brenning av PVC-belagte kabler er en kjent kilde til alvorlig
dioksinforurensning (19).
For utslipp av metaller og metallforbindelser burde det være mulig å estimere hvor mye som
stammer fra PVC ut fra PVC-avfallets innhold av ulike tilsetnings-stoffer. Slike utslipp er
ikke vurdert i SEM-rapporten, som kun behandler utslipp av saltsyre fra forbrenning av
rå-PVC i moderne søppelforbrenningsanlegg. Saltsyreutslippene fra moderne
søppelforbrenningsanlegg renses idag effektivt og har først og fremst økonomisk interesse.
Det er også avgjørende hvilke materialstrømmer som regnes som forurensninger.
Klororganiske forbindelser og tungmetallklorider fra renseanleggene går til fylling og vil nå
miljøet som forsinkede utslipp. Tungmetallklorider er lett løselige i vann, og representerer
derfor en betydelig forurensningsrisiko for vassdrag og grunnvann. I SEMs analyse er det
kun regnet med fyllplasvolum. Utslipp fra fyllplass regnes altså å være null, både på kort og
lang sikt. Da kommer avfallets innhold av toksiske komponenter ikke med i miljøregnskapet.
Kabelbrenning (kobbergjenvinning) er en betydelig kilde til dioksindannelse fordi kobberet i
kablene fungerer som katalysator for dioksindannelsen. Kabelbrenning er forbudt i Norge,
men forekommer fortsatt i ukjent omfang. Kobberet er salgbart og den billigste måten å bli
kvitt PVC-belegget på er å brenne det. I land med svake miljøbestemmelser og lite kontroll
foregår virksomheten i betydelig omfang. En såkalt kabelgjenvinningsfabrikk i landsbyen
Maulach i Badenwurtenberg i Tyskland har forurenset jorda i de nærmeste omgivelsene med
opptil 20mg dioksin pr kg. Ved en kabel-gjenvinningsfabrikk utenfor Hamburg fant en 20
mg/kg klorbenzener, furaner tilsvarende 12 mg/kg TCDF-ekv og dioksin tilsvarende 0.4
mg/kg TCDD-ekv. i asken (19).
Betydningen av PVC-produkter som kilde til dioksiner og tungmetall-forurensning ved åpne
branner på søppelfyllinger, ved brenning i vanlige vedovner og små bakgårdsovner må også
estimeres dersom de samlede spesifikke utslippene av miljøgifter fra PVC-produkter skal
kunne beregnes.
Usikkerhetene her er store, fordi dioksindannelsen er avhengig av forbrenningsbetingelsene
og -forløpet i hvert enkelt branntilfelle. Man kan derfor ikke dra generelle slutninger om om
dioksindannelse fra branner i PVC-holdig materiale fra undersøkelser av enkelt-tilfeller eller
laboratorie-tester. Et stort materiale trengs. I Tyskland har arbeidsmiljø-tilsynet GFA i
Munster analysert asken etter 200 branntilfeller der PVC har vært involvert. I 90% av
tilfellene fant de dioksiner og furaner (19). Estimater fra Storbritannia og Berlin indikerer
imidlertid at bidraget fra boligbranner o.l. til den totale dioksinforurensningen er relativt lite
sammenliknet med andre kilder (22).
Kritiske punkter for å redusere dioksindannelsen ved forbrenning av PVC er trolig utfasing
av kort-tids-produkter og forbud mot PVC i kobberkabler.
3.1.4 Nedbrytning av PVC.
Det knytter seg også usikkerhet til hvilke stoffer som dannes ved nedbrytning av PVC på
lang sikt. Hvor fort disse nedbrytnings-prosessene skjer er også en kritisk faktor. De fysiske
og kjemiske forholdene på f.eks. en søppelfylling vil variere sterkt, og det er derfor usikkert
hvilken overføringsverdi laboratorietester av nedbrytningen vil ha til naturlige forhold.
13

3.2 Utslipps-komponentenes egenskaper.
Vi har sett at usikkerhetene i spesifikke mengder og sammensetningen av forurensningene
bidrar til stor usikkerhet når de samlede virkningene skal vurderes. I tillegg er selvsagt
forurensnings-komponentenes egenskaper av kritisk betydning. Det er store usikkerheter
knyttet til hvilke direkte og indirekte effekter ulike stoffer vil ha på miljøet på lang sikt.
3.2.1 Persistens, bioakkumulerbarhet og toksisitet.
Ved vurdering av hvilken risiko kjemiske stoffer representerer i en økotoksikologisk
sammenheng, er det tre egenskaper som tradisjonelt har vært ansett som viktige. Disse
egenskapene er persistens, bioakkumulerbarhet og toksisitet (12,13,14,15,16). Av disse
faktorene anser man idag persistensen, d.v.s. hvor lang tid det tar å bryte ned stoffet i
naturen, som viktigst for risikoen. Potensialet for bioakkumulasjon er også viktig, mens
dokumenterte toksiske effekter tillegges minst vekt.
De tre første faktorene vektlegges på denne måten fordi den langsiktige risikoen for miljøet
er knyttet til opphopning av problemer (stoffer), irreversible forandringer i økosystemene
og ødeleggelse av arters livsgrunnlag. De verste langsiktige miljøproblemene får man når
langlivede kjemikalier lagres i dyr- og planteceller og anrikes i næringskjedene. I verste fall
kan genetiske forandringer gjøre arter livsudugelige. Persistens om bioakkumulerbarhet er
her kritiske faktorer.
Ødeleggelse av liv og eiendom er i økologisk sammenheng av mindre betydning. Derfor
vurderes f.eks. dioksiner og blåsyre helt forskjellig i økologisk perspektiv. Dioksiner utgjør
en betydelig risiko, blåsyre gjør det ikke, selv om begge stoffene er meget giftige. Forskjellen
ligger i at dioxinene er persistente og bioakkumulerbare, mens blåsyra brytes relativt hurtig
ned til harmløse komponenter. Et eksempel fra nyere amerikansk litteratur er USEPAs
"multi media in environmental goals"(16), en metode der man opererer man med faktoren
1000 for persistens, 100 for bioakkumulerbarhet og 10 for toksisitet ved teoretisk beregning
av risiko forbundet med kjemisk kontaminering av miljøet. Ikke giftige, nedbrytbare
forurensninger som f.eks. oppløst organisk stoff vil tillegges lite vekt ved beregning av
risiko.
En annen viktig dimensjon i risikobildet illustreres av ozon-nedbrytende og
drivhusstimulerende kjemiske stoffer. De påvirker store og kompliserte systemer i naturen
som har med klimatologiske forhold og strålingsmiljø å gjøre. Dette gir sekundære
problemer som i sin tur vil påvirke alt liv på jorden. Også i denne sammenheng er stoffenes
persistens en kritisk faktor.
Det er et tankekors at nettop egenskapen høy stabilitet, som er vesentlig i mange
bruks-sammenhenger, gjør stoffene spesielt risikable i miljøsammenheng. Selv om man
stanser tilførslens av et persistent stoff, vil man ikke være kvitt problemet, fordi det som
allerede er tilført miljøet vil fortsette å være der i lang tid.
Når et persistent stoff som allerede er spredt i stort omfang i miljøet viser seg å ha
uforutsette skadevirkninger, kan konsekvensene derfor bli betydelige og langvarige (jfr.
DDT, PCB, KFK etc.). Derfor er opphopningsproblemer viktige både i økologisk og
langsiktig økonomisk perspektiv (32).
Svært mange av de stoffene som er involvert i PVC-produkters
15

livs-syklus er persistente, bioakkumulerbare og har toksiske eller sub-toksiske virkninger.
16

3.2.2 Naturfremmedhet
En annen viktig faktor ved vurdering av miljørisiko er om stoffene er fremmede i
økosystemet der de slippes ut. For syntetiske naturfremmede kjemiske forbindelser finnes
det ikke naturlig utviklede varslings- nedbrytnings- og beskyttelsesmekanismer i
økosystemene. Dermed øker sannsynligheten for alvorlige biologiske effekter (4). Siden
stoffene ikke tidligere har eksistert i miljøet er de langsiktige virkningene vanskelige å
forutsi, og risikoen for miljøet er derfor ikke kjent. Man kan ikke som for naturlig
forekommende forurensninger støtte seg til viten om virkningene av naturlige
bakgrunnsnivåer i økosystemene.
Vitenskapskomiteen i den amerikansk-kanadiske kommisjonen for vannkvalitet i de Store
Sjøene (Great Lakes Science Advisory Board) uttalt i 1989 følgende om naturfremmede,
klororganiske stoffer: "Det er noe fundamentalt ubiologisk ved halogenholdige organiske
forbindelser (med unntak av jod-holdige forbindelser)... Disse stoffene er i løpet av det siste hundreåret
blitt introdusert i et globalt økologisk system som har vært virksomt i flere millioner år. Man trenger
ikke være biolog for å vite at tilfeldige forandringer i et fint samspilt system med stor sannsynlighet vil
være skadelige. Dette poenget burde være like opplagt også for en politiker, en lege eller en
bilmekaniker...
De fleste syntetiske industrikjemikalier der giftvirkningene er undersøkt, viser seg å ha skadelige
virkninger...
kjemikalier som ikke finnes naturlig er ofte tungt nedbrytbare, fordi det ikke finnes noen naturlige
biologiske prosesser som kan bryte dem ned og uskadeliggjøre dem."
Virkningene av å introdusere et naturfremmed stoff i økosystemet blir ofte ikke kjent eller
akseptert som et vitenskapelig faktum før stoffet er spredd i miljøet i betydelig omfang.
Fordi de tilbakemeldingene (erfarings-feedback) vi får om de økologiske virkningene
kommer sent og ofte er vanskelige å tolke, får de i liten grad mulighet til å påvirke våre valg
av produkter og prosesser (33,34). Dokumenterte toksiske og kjemiske virkninger (som
ligger til grunn for bl.a. LCA-analyser) er derfor utilstrekkelig som beslutningsgrunnlag.
Dette gjelder i særdeleshet når problemstillingen innvolverer persistente, naturfremmede
stoffer og produkter.
3.3 Eksempler fra PVCs livs-syklus
3.3.1 Organiske mykgjørere.
Man vet relativt lite om DEHPs og andre mykgjøreres virkninger på økosystemene. De
økotoksikologiske effektene er lite undersøkt. Rådgivningskommiteen for miljøvirkninger av
avfall i Tyskland konkluderer: "I det store og hele er de tilgjengelige data svært begrensede,
og tillater ingen sikker evaluering av økotoksikologiske virkninger". (19)
Helsevirkningene er bedre undersøkt. DEHP har blitt klassifisert som et suspekt karsinogen
av det internasjonale kreftforskningsrådet (IARC) etter dyreforsøk ved det nasjonale
amerikanske kreftforskningsinstituttet (American National Canser Research Institute) (35).
DEHP brukes derfor ikke i kontakt med matvarer.
Bruken av DEHP og andre mykgjørere er et godt eksempel på at man tillater spredning av
17

naturfremmede, persistente og potensielt bioakkumulerbare stoffer i miljøet i enorme
mengder (se kap. 3.1.1) uten at de langsiktige miljøeffektene er kjent.
18

3.3.2 Dioksiner og furaner
Dioksiner er ekstremt toksiske og relativt godt undersøkt.
Allerede i 1985 anslo man at over 1 milliard dollar var brukt på dioxinforskning (36).
Av de tilsammen 210 ulike dioksiner og furaner, er 12 ekstremt giftige. Deres individuelle
toksisitet måles i såkalte TCDD-ekvivalenter, ved å sammenlikne toksisiteten med den
ekstremt giftige 2.3.7.8 tetra-klor dibenzo-p-dioksin.
Dioksiner er også ekstremt persistente og bioakkumulerende. Dioksiner kan brytes ned
under påvirkning av sollys, men brytes ikke ned når de er absorbert i jord eller sedimenter
(37). Biologisk halveringstid i menneskevev er målt til 29 år, og konsentrasjoner på opptil 159
000 ganger bakgrunnsnivå er målt i vev fra dyr øverst i marine næringskjeder (37).
Akutt giftighet er ekstremt høy i enkelte dyreforsøk. En enkelt dose på noen få ppb/kg
kroppsvekt er dødelig for enkelte gnagere (38). Varisjonene mellom dyrearter er imidlertid
store. et typisk trekk ved dødelig dioksinforgifning er at individene svakner hen og dør uten
klare sykdomssymptomer. Den akutte toksisiteten for mennesker er forholdsvis lav, og
klorakne er den eneste påviste skadevirkningen det er bred vitenskapelig enighet om.
Mer relevant for miljørisikoen er de kroniske effektene. Daglige doser på 1/1000 av dødelig
dose gir langtidsvirkninger på pattedyr i form av kreft, nedsatt reproduksjonsevne og
immunsvikt (38). Konsentrasjoner som igjen er 1000 ganger lavere enn dette kan gi et bredt
spekter av giftvirkninger på fisk (39).
Forklaringen på at dioksin er giftig i ekstremt lave doser ligger trolig i måten dioksin
påvirker biokjemiske prosesser i cellene. Dioksin imiterer naturlige stereoide hormoner som
f.eks. østrogen. Dioksinmolekylenes struktur passer i større eller mindre grad inn i den
såkalte protein-reseptor, som normalt styres av stereoide hormoner. Reseptoren
transporterer dioksinet direkte inn i celle-kjernen, der den påvirker cellenes grunnleggende
kjemiske prosesser. 2.3.7.8 TCDD er ifølge denne teorien det dioksinet som passer best i
protein-reseptoren(40).
2.3.7.8 er det mest ekstremt kreftfremkallende stoff som er testet (41). Man har ikke vært i
stand til å avgjøre med sikkerhet om dioksin er gentoksisk eller reduserer motstandskraften
mot andre karsinogene stoffer.
Diskusjonene har bølget høyt om hvorvidt dioksin er kreftframkallende for mennesker eller
ikke. I 1989 reanalyserte tyskeren F.Rohleder kreft-data fra arbeidere ved BASF eksponert for
dioksin under en ulykke i 1953. Studien viste forhøyede nivåer av kreft i luftveiene (42).
Klare bevis fra epidomologiske studier er nærmest umulig å etablere. De undersøkte
gruppene er alltid eksponert for en rekke potensielt kreftframkallende stoffer og
stressfaktorer, og alternative forklaringsmodeller for korrelasjonene kan alltid etableres.
Reproduksjons-forstyrrelser er observert for alle pattedyr og fisk som er testet. Det er derfor
overveiende sannsynlig at reproduksjonssvikt også forekommer som en kronisk effekt hos
mennesker(41). Virkningene opptrer ved tildels ekstremt lave konsentrasjoner (43,44).
Typene av forstyrrelser omfatter nedsatt sæd-kvalitet, spontan-aborter, død-fødsler og
misdannelser på fostre.
Immunsvikt som følge av dioksin-påvirkning er trolig knyttet til virkningene på thymus.
19

Thymus er et organ som er viktig for utviklingen av immunsystemet hos barn opp til 12 år
og fostre. Disse er dermed mest utsatt for dioksin-påvirkning av immunsystemet (43). Det er
derfor skremmende at dioksin-innholdet i morsmelk i industrialiserte land gir
gjennomsnitts-babyen 100 ganger mer dioksin enn det WHO anbefaler som tolerabelt inntak
for et voksent menneske (45). Thymus eller thymus-liknende organ finnes hos alle
hvirveldyr.
Få av dioxin-studiene har vist klare grenseverdier for observerte effekter. Dette gjelder
spesielt studier av gnagere og rhesus-aper(38). For rhesus-aper er immunologiske effekter
observert ned til doser på 1 ng/kg/dag (44). Adferds-endringer ble observert ved et nivå på
0.12 deler pr trillion i maten(44).
Etter å ha brukt milliarder på dioxin-forskning vet vi en del om dioksiners virkninger på dyr,
og potensielle virkninger på mennesker. Det virker rimelig at små barn er den mest utsatte
gruppen. Blandt dyrene er dyr og fugler som spiser fisk og sjødyr trolig mest utsatt. På tross
av den enorme innsatsen av ressurser på dioksin-forskning vet vi fortsatt for lite om
dioksinenes virkninger på økosystemene som helhet. Det er også store usikkerheter med
hensyn til kildene for dioksindannelsen, og PVC-produkters rolle og betydning denne.
3.4 Muligheter for å dokumentere eller forutsi skadevirkninger
fra naturfremmede stoffer.
Antallet kjemiske stoffer som er kommersielt tilgjengelig er meget stort (ca.100 000), og
500-1000 nye stoffer kommer på markedet hvert år. De aller fleste er naturfremmede
organiske stoffer. Verdensproduksjonen av organiske kjemikalier var i 1950 ca 7 millioner
tonn. I dag er den beregnet til 250 millioner tonn. Antall potensielle uforutsette virkninger er
derfor meget stort, og risikoen for miljøet betydelig (2,46).
Siden en rekke kjemiske stoffer og andre miljøfaktorer kan ha samme type skadevirkninger,
er det svært vanskelig å tilbakeføre observerte miljø- og helseeffekter til et bestemt kjemisk
stoff eller en spesifikk stoffgruppe. Ulike forurensningskomponenter og andre faktorer som
påvirker miljøet er ofte knyttet til samme typer aktiviteter og fordeler seg derfor noenlunde
likt geografisk og demografisk. Korrelasjoner mellom virkning og fordelingsmønster for en
forurensningstype kan ofte påvises, men det vil nesten alltid finnes alternative forklaringer.
Det er derfor et problem å få fram tilstrekkelig med naturvitenskaplige aksepterte fakta som
beviser noe om årsak og virkning.
Det er en klar trend at det kreves store mengder forskning og dokumentasjon før man fatter
beslutninger om tiltak som innebærer begrensninger i framstilling og omsetning av et
kjemisk stoff eller produkt. Denne bevisbyrden bidrar til at arbeidet med å begrense
miljøskadelige kjemikalier går svært sakte. Føre var prinsippet går i praksis ut på å snu
denne bevisbyrden og la tvilen komme naturen, ikke produsenten tilgode. Fordi dette kan få
betydelige samfunnsmessige og økonomiske konsekvenser, går innføringen av føre-var
prinsippet tregt.
Som et alternativ til naturlige studier kan man utføre forenklede standardiserte
laboratorietester for peristens, bioakkumuleringspotensiale og toksisitet. Man kan også
basere antagelser om stoffers oppførsel i miljøet på strukturkjemiske likheter med stoffer der
virkninger er dokumentert (QSARS - quantitative structure activity relationships). For nye
naturfremmede stoffer vil slike prediktive tester og beregninger være eneste måten å skaffe
20

data som grunnlag for beslutninger.
Både persistens, bioakkumulasjon og toksisitet er immidlertid kontekst-avhengige
egenskaper, og det er derfor vanskelig å slutte fra test-resultater til hvordan stoffene vil
oppføre seg i naturen. Risiko-beregninger basert på slike tester blir derfor svært usikre (15).
Slike tester begrenser seg dessuten stort sett til økotoksikologiske virkninger i vannmiljø.
Tester og kriterier for virkninger på terrestrisk miljø og indirekte virkninger er dårlig
utviklet.
For organiske kjemikalier kompliserer nedbrytningsproduktene bildet ytterligere. For hvert
organisk stoff kan man regne med et stort antatt nedbrytningsprodukter som vil være
forskjellige avhengig av om stoffet brytes ned biologisk eller kjemisk, i vann eller i luft. Et
relativt enkelt hydrokarbon som toluen brytes ned til ca. 15 ulike nedbrytningsprodukter
etter noen timer i luft(46). Å identifisere slike nedbrytningsprodukter kjemisk er svært
vanskelig. Å måle de biologiske effektene er antakelig umulig.
Konklusjonen må bli at det er vanskelig å dokumentere skadevirkninger i naturen grundig
nok til at de blir akseptert som vitenskapelige fakta, og at prediktive tester er et usikkert
grunnlag for spådommer om stoffers oppførsel og langsiktige skadevirkninger.
3.5 Prioriterings- og begrensnings-lister for miljøskadelige
stoffer.
På tross av disse problemene har man på bakgrunn av alment aksepterte vitenskapelige
fakta om stoffers oppførsel og virkninger i naturen og mengdene som produseres utarbeidet
prioriterings- og begrensningslister for kjemiske stoffer. Det finnes stort sett minst en
prioriteringsliste for hvert land i Europa og for hvert internasjonale samarbeidsorgan.
Innenfor EF's femte handlingsprogram for miljøet er det foreslått å velge ut 50 kjemikalier
som skal omfattes av et omfattende risiko-reduksjons-program.
Noen av de listene det ofte henvises til i det internasjonale kjemikalie-arbeidet er de
følgende:
* Den tyske BUA-listen over 512 organiske kjemikalier.
* Den britiske DoE røde-listen.
* OECD's høy-volum-liste på 1323 kjemiske stoffer.
* Prioriteringslisten fra den tredje Nordsjø-konferansen.
* USEPA's 17-liste.
* Den svenske kjemikalieinspeksjonens 40-liste.
Det finnes også et begrenset antall stoffer som er valgt ut innenfor rammen av OECD's
risiko-reduksjonsprogram for hvilke det råder internasjonal enighet om at
risiko-reduserende tiltak trengs. Disse stoffene er metylenklorid, bly, kvikksølv, bromerte
21

annhemmere og kadmium. Dessuten er det internasjonal enighet om å avvikle de
ozon-nedbrytende stoffene som omfattes av Montreal-protokollen. Dette omfatter bl.a.
KFK'er, Haloner, karbontetraklorid, og 1.1.1 trikloretan (metylenklorid). Av disse er bly,
kvikksølv, kadmium og karbontetraklorid(tetraklormatan) involvert i PVC-produkters
livs-syklus.
Prioriterings-listene er forsøk på å klassifisere miljøfarlige stoffer etter hvilken potensiell
risiko de representerer for miljøet. For de fleste listene innskrenker miljøet seg i denne
sammenheng til vannmiljøet. Denne klassifiseringen skal igjen danne grunnlaget for
prioritering mellom tiltak.
En rekke stoffer som er involvert i livs-syklusen til PVC-produkter er med i de fleste listene.
Dette gjelder dioksiner og andre klorerte aromatiske forbindelser, kvikksølv, EDC, VCM,
karbontetraklorid og de fleste hovedkomponentene i EDC-tjæren, klororganiske
komponenter generelt, PAH (fra pyrolyse-tjære, gjelder også andre plaster, aluminium og de
fleste andre materialer). Av tilsetningsstoffer er bly- og kadmium-forbindelser og ftalater
med på de fleste listene.
Konseptet med lister baserer seg på at det er mulig å forutsi hvilken potensiell risiko ulike
kjemiske stoffer representerer med utgangspunkt i kriterier basert på persistens,
bioakkumulasjon og toksisitet. Slutninger fra standardtester til sannsynligheten for
miljøeffekter er svært usikre (15). Slike lister er derfor et usikkert grunnlag for prioriteringer
av tiltak for å redusere miljørisikoen fra kjemiske stoffer.
22

Det er påvist en rekke svakheter og smutthull i kriteriene som brukes i utarbeidelsen av
listene (15). Et eksempel er den britiske "røde listen" som ikke omfatter PCB (fordi
produksjonsvolumet er 0) og ikke karbontetraklorid (fordi halveringstiden i vann er kort).
4. Beslutningsteoretiske apekter
De tre foregående kapitler har understreket usikkerheten og mangelen på sikre kunnskaper
om mulige framtidige skadevirkninger fra klororganiske stoffer og tilsetningsstoffer knyttet
til PVC-produkters livssyklus. Det er stor grad av usikkerhet og uvitenhet både når det
gjelder størrelsen og sammensetningen på de totale utslippene, og når det gjelder
utslippenes mulige langsiktige skade-virkninger. Her vil jeg ved hjelp av elementær
beslutningsteori belyse hvilke implikasjoner dette bør ha for beslutninger som involverer
valg mellom PVC og alternative materialsystemer. Dette kapitlet bygger i stor grad på stoff
fra kapittel 2 i boka sannsynlighestregning og samfunn av Bent Natvig (47).
Beslutningsteori prøver med utgangspunkt i bl.a. kunnskapsteori, sannsynlighetsteori og
moralfilosofi å gi teoretiske begrunnelser for hvilket handlingsvalg som er det rette når målet
for handlingen er gitt. Med hensyn til graden av sikkerhet i beslutningsgrunnlaget, skiller en
i beslutningsteori mellom tre tilfeller:
(1) Beslutning under sikkerhet: Handling innenfor konstante eller forutsigbare og kjente
omgivelser.
(2) Beslutning under usikkerhet: Beslutning innenfor omgivelser som ikke er kjent eller
forutsigbare, men der det er mulig å anslå tallmessige sannsynligheter for de ulike tilstander
som kan komme på tale (kalkulert risiko).
(3) Beslutning under uvitenhet: Beslutning når det ikke er mulig å anslå tallmessige
sannsynligheter, ikke engang øvre og nedre grense, med hensyn til ulike tilstander.
Valg av materialsystemer kan betraktes som en blanding av de beslutningsteoretiske
situasjonene (2) og (3), med innslag av både usikkerhet og uvitenhet med hensyn til
miljø-konsekvensene.
Som jeg har beskrevet ovenfor lar mange av de problemene som knytter seg til vurderingen
av PVC seg ikke behandle gjennom objektive eller teoretiske sannsynligheter. Dette gjelder
sannsynligheten for uforutsette direkte eller indirekte miljømessige skadevirkninger fra
persistente, naturfremmede klororganiske stoffer knyttet til PVC-produkters livs-syklus.
Valg av PVC som material-system har derfor et betydelig element av beslutning under
uvitenhet.
For ressonementets skyld forutsetter vi at det på basis av kjente, dokumenterte
skadevirkninger ikke er noen vesentlige objektive fordeler eller ulemper ved å velge PVC
framfor andre materialsystemer. Hvorvidt dette er tilfellet er selvsagt gjenstand for stor
uenighet, og vanskelig å gi et objektivt svar på. Hvis vi derimot går til den delen av
problemet som angår beslutning under uvitenhet, synes det imidlertid klart at valg av PVC
innebærer en større sannsynlighet for uforutsette langsiktige skadevirkninger enn de fleste
alternative materialsystemer. Dette er et argument for ikke å velge PVC.
23

4.1 Prinsippet om å handle som om det verste vil skje.
Prinsippet om å handle som om det verste vil skje er den beslutningsteoretiske rationale for
"føre var"-prinsippet. Det finnes to ulike begrunnelser for prinsippet:
Ved beslutning under uvitenhet om konsekvens, skal man velge det alternativet som har den
beste "verst tenkelige konsekvens" (dersom det ikke er avgjørende forskjeller i "best tenkelige
konsekvens".)
Ved beslutning under usikkerhet med hensyn til konsekvens skal man velge bort alternativer
som har uakseptabelt dårlige konsekvenser med selv om sannsynligheten for slike
konsekvenser anses som svært små. Når den verste tenkelige konsekvens dominerer
alternativ-valget skyldes det at den verst tenkelige konsekvensen er så dårlig at den oppveier
alle forskjeller i sannsynlighet.
Både uvitenhet og uakseptabelt dårlig verste-konsekvens er grunner til å handle som om det
verste vil skje. Den første begrunnelsen - verre "verste-konsekvens" enn alternative systemer
- burde tale imot PVC i de fleste valgtilfeller. Om valg av PVC som emballasjesystem vil ha
uakseptabelt dårlige miljøkonsekvenser med en viss sannsynlighet er tvilsomt hvis man ser
PVC-engangs-emballasje isolert. Hvis man derimot ser på produksjon og bruke av PVC og
andre klororganiske produkter i en større sammenheng, er problemstillingen relevant. Vi
kjenner ikke sannsynligheten for at valg av PVC vil gi alvorlige miljøvirkninger på lang sikt.
Vi vet heller ikke om slike skadevirkninger vil gi uakseptable resultater.
4.2 Irreversible beslutninger.
Når man tilfører store mengder naturfremmede, persistente og potensielt miljøfarlige stoffer
til samfunnskroppen og miljøet, gir dette opphopningseffekter. Dersom stoffene viser seg å
ha uforutsette skadevirkninger, kan disse bli irreversible. For naturfremmede stoffer er
naturens langsiktige tålegrense ukjent. Irreversible skadevirkninger kan inntreffe dersom
tålegrensen overskrides. Dersom erfarings-feedback om skadevirkningene kommer sent, kan
dette være skjebnesvangert når virkningene er irreversible. Hvis de irreversible virkningene
av naturfremmede, persistente stoffer kan være svært alvorlige, slik de ser ut til å være for
mange klororganiske stoffer (PCB, dioksiner, KFK), får vi mange grunner til å gå forsiktig
fram når beslutningene involverer denne stoffgruppen.
4.3 Beslutningenes rammer.
Valget av materialsystemer kan foretas innenfor en snever eller en bred ramme. Velges en
snever ramme holdes parametre som industri-struktur, transport-mønstre, varedistribusjon,
vareutvalg, forbruksnivå og forbruksmønstre konstant eller trendframskrives. Når vi har
fastlagt disse rammene, kan vi spørre hvilken materialvektor (kombinasjon av
material-systemer) som er optimal ut ifra en kostnad-nytte-vurdering. Svaret gir et såkalt
partielt maksimum.
En mindre snever tilnærming vil være å tillate små variasjoner og justeringer i de variablene
som ovenfor ble holdt konstant. Dette vil gi et partielt maksimum for alle variable, som
tilsvarer et lokalt maksimum for samfunnets velferd. For eksempel kan vi si at
25

emballasje-systemer skal legges om fra engangs-emballasje til gjenbruks-emballasje, at
transport skal avgiftsbelegges sterkere, og at produsentene skal pålegges ansvaret for å ta
emballasjen i retur. Material-vektoren vil da se andeledes ut.
Den bredeste beslutnings-rammen får en ved å tillate store samtidige variasjoner i alle
variablene. Da kan man finne det globale maksimum for samfunnets velferd. I en slik bred
ramme kan vi endre på grunnstrukturene i den klorbaserte kjemiske industrien, endre
prosessen for lutframstilling, begrense transporten av varer, redusere bruken av ferdigvarer
som trenger mye emballasje etc.
Hvor vidt man definerer handlings-rammene er for miljømyndighetene et spørsmål om
ambisjonsnivå og muligheter for politisk styring.
Det er klart at de alternative valgene av systemer for engangs-emballasje som behandles i
SEMs rapport legger opp til svært snevre handlingsrammer. Hvis man definerer
handlings-rammene videre, er det klart at både PET og glass er godt egnet som materiale for
gjenbruksflasker. Engangsflasker av PVC bør selvsagt strengt tatt erstattes med
gjenbruks-systemer hvis det er en miljøgevinst man er ute etter.
Et annet eksempel er vurderingen av avfallsforbrenning med og uten PVC-emballasje, alt
annet likt. Her slår rapporten fast at det kun vil ha marginal betydning for utslipp og
kostnader dersom PVC fjernes fra avfallet. Det er imidlertid klart at dersom man ønsker å
minimere miljøbelastningene, bør avfallsminimering, gjenbruk og gjenvinning erstatte
avfallsforbrening i utstrakt grad, avfallet bør kildesorteres og både PVC og matavfall bør
styres utenom forbrenning. Da blir spørsmålet om PVC er egnet til gjenvinning, og hvilken
betydning PVC vil få for et framtidig, miljøriktig avfalls-system.
4.4 Føre-var-prinsippet og naturens tålegrense.
Det er i prinsipp ikke mulig å fastsette naturens langsiktige tålegrense for utslipp av
persistente, naturfremmede stoffer. Prediktive tester er usikre, og empiriske data om
virkningene over lang tid eksisterer ikke. Utslippsgrenser må derfor settes på et svært
usikkert grunnlag. Naturens tålegrense kan ikke legges til grunn for avgjørelser om hvilket
utslippsnivå som skal tolereres (48). Det eneste vitenskapelig sunne utgangspunktet for en
forurensnings-strategi er derfor å arbeide mot en eliminasjon av persistente, naturfremmed
utslipp gjennom "renere produksjon" (15,49).
Naturfremmedheten utgjør en viktig prinsipiell forskjell mellom naturlig forekommende
miljøgifter som f.eks tungmetaller, fluorider og PAH, og syntetiske miljøgifter som DDT og
PCB. For tungmetaller kan man med utgangspunkt i naturlige bakgrunnsnivåer i resipienten
indikere et "sikkert nivå" som økosystemet over lang tid har tilpasset seg. Det er selvsagt
umulig å gjøre det samme for et naturfremmed stoff. Derfor er føre-var-prinsippet spesielt
viktig i miljøpolitiske avgjørelser som omfatter naturfremmede, persistente stoffer.
Miljøpolitiske prioriteringer og valg som involverer persistente, naturfremmede stoffer kan
derfor ikke baseres på dokumenterte miljøvirkninger alene. Man må forholde seg til
potensiell risiko og uvitenhet om langsiktige konsekvenser på en rasjonell måte. Dette setter
store krav til praktisering av føre-var prinsippet i slike tilfeller.
Når man produserer og sprer persistente, naturfremmede stoffer i miljøet, handler man
26

under stor grad av uvitenhet om de langsiktige, økologiske virkninger. Man utsetter dermed
miljøet for en ukjent risiko. I følge beslutningsteoretiske grunnprinsipper (47) er uvitenhet
om risikoens størrelse et viktig argument for å handle som om det verste vil skje. Det er bl.a.
dette som ligger bak føre-var prinsippet.
27

4.5 Litt forurensningsideologi.
Vi har grovt sett tre "skoler" med hensyn til hvor store utslipp som kan aksepteres (her
rangert etter avtagende "strenghet", se fig.3.):
A. Målet må være å redusere alle typer utslipp så langt det går. Målet er null utslipp. Alle
tiltak som er teknisk og økonomisk mulig skal gjennomføres, selv om miljøforbedringene
skulle bli små.
B. Utslipp skal begrenses slik at konsentrasjonsøkningen i resipienten blir liten sammenliknet
med den naturlige bakgrunnsvariasjonen (innenfor naturlige variasjonsgrenser i miljøet).
C. Utslippsgrenser skal ta utgangspunkt i kunnskap om stoffets effekter i miljøet. Utslipp
tillates hvis de gir konsentrasjoner i resipienten som ligger under konsentrasjonen for
registrerbar miljøeffekt eller "naturens tålegrense".
Svensken Bjørn Wallgren (48) har hevdet at disse tre ulike synsmåtene alle i og for seg er
rimelige - men for ulike forurensningstyper:
Synsmåte A. bør gjelde for naturfremmede stoffer som er eller kan mistenkes for å være
persistente. Slike stoffer bør ikke spres i miljøet, og det eneste akseptable mål er å eliminere
utslippene. Denne synsmåten vil derfor gjelde for KFK, halon, DDT, PCB og andre
syntetiske, persistente stoffer.
At ett stoff er naturfremmed behøver ikke nødvendigvis bety at stoffet har spesielt
miljøskadelige egenskaper. Men det betyr at man ikke ut ifra naturlige konsentrasjoner i
miljøet (som jo definisjonsmessig er null) kan angi noen tålegrense eller "null-effekt-nivå" for
slike stoffer.
At stoffet er naturfremmed innebærer dessuten at det blir svært vanskelig å forutsi hvilke
virkninger stoffet kan forårsake i naturen. Ingen kunne f.eks. forutsi de økologiske
virkningene av KFK, PCB eller DDT i naturen.
Synsmåte B. Bør gjelde for for stoffer som finnes naturlig i miljøet, men som har egenskaper
som gjør at større utslipp og spredning kan gi langvarige eller nærmest evigvarende effekter.
Til denne gruppen hører alle tungmetaller og andre miljøskadelige grunnstoffer, naturlig
forekommende organiske miljøgifter (PAH) og dessuten CO2 og andre naturlige gasser med
drivhuseffekt. Fosfat-forurensning må også regnes til denne gruppen.
Dersom man anvender synsmåte 2. på naturfremmede stoffer, blir de naturlige
konsentrasjonene null, og resultatet blir det samme som for synsmåte 1.
Synsmåte C. bør gjelde for alle andre utslippskomponenter. Utslippsgrensene baseres på
stoffenes effekter i miljøet. Naturlige og raskt nedbrytbare organiske forbindelser, og sure
komponenter som SO2 og NOx tilhører denne gruppen.
For enkelte utslippskomponenter er dette en nokså akademisk diskusjon, fordi naturens
tålegrense likevel er oversteget med flere hundre prosent over store områder. Dette er
tilfellet for sur-nedbør komponenter som SO2 og NOx. Her gjelder det uansett å redusere
utslippene så langt det går. Det samme gjelder klimagasser og ozonnedbrytende stoffer. For
utslipp av næringssalter, organisk stoff, VOC, tungmetaller, fluorider, PAH og syntetiske
28

stoffer med og uten miljøgiftegenskaper kan synsmåtene gjøre betydelige utslag i forhold til
hvilke utslipp man aksepterer.
29

5. PVC som strategisk knutepunkt for miljøfarlige
materialstrømmer.
I en strategi for å redusere risikoen fra miljøfarlige kjemikalier har PVC spesiell interesse
fordi PVC-produkter er det strategiske knutepunktet for en rekke miljøfarlige
materialstrømmer (fig 1). Ved å fase ut PVC vil man også fase ut det meste av VCM- og
EDC-produksjonen. Begge disse stoffene er høyt prioriterte miljø- og helseskadelige
høy-volum-kjemikalier som figurerer på prioriterings-lister og
risiko-reduksjons-programmer. Et stort antall og store mengder miljøfarlige
tilsetnings-stoffer vil også bli faset ut. Dette gjelder organiske mykgjørere,
kadmium-stabilisatorer, bly-forbindelser, tinn-organiske forbindelser, klorparafiner og en
rekke andre miljøfarlige eller potensielt miljøfarlige stoffer. Dannelsen av biprodukter fra
VCM-produksjonen, som inneholder og er basis for produksjon av en rekke miljøskadelige
og høyt prioriterte stoffer vil bli eliminert.
Risikoen forbundet med dannelse av dioksiner og andre klororganiske mikroforurensninger
ved forbrenning av PVC-produkter og avfall vil reduseres. Det samme gjelder risikoen for
utlaking av miljøskadelige tilsetnings-stoffer fra PVC-produkter og avfall.
Ved å fase ut PVC-produksjonen vil man altså slå en rekke "fluer" i ett smekk med hensyn til
reduksjoner og eliminering av miljøfarlige materialstrømmer. Dette er også den svenske
kjemikalie-inspeksjonens vurdering. I sitt forslag til prosedyre for utvelgelse av stoffer som
skal bli gjenstand for bruks-restriksjoner (26) skriver kjemikalieinspektionen følgende: "Ten
of the substances remaining after (selection)phase II have the product PVC as a common factor. These
are 1,2-diklorethane (EDC), the precursor of vinylchloride (VCM), the monomer of which PVC is
made, the eight chlorinated hydrocarbons, discussed in section 3.4.1, which are obtained as a
by-product in the production of PVC avd Bisphenol A through its use as a stabilizer in
PVC-products. Also two of the substances eliminated since they are already subject to restrictions,
namely lead and phthalates are used in considerable quantities as additives in different qualities of
PVC plastics." Og vidre: "This is thus a case for which it is possible that a general restriction
in use would be an apropriate way to handle an environmental problem."
6. PVC og strategier for utfasing av klororganiske
forbindelser.
Størstedelen av miljøbevegelsen går inn for en nærmest fullstendig utfasning av
kloralkali-industrien og produksjonen av klororganiske stoffer og produkter. Greenpeace og
Friends of the Earth anser en utfasning av klor og klorforbindelser som innsatsfaktorer i
kjemisk industri som den eneste effektive måten å beskytte miljøet mot spredning av
skadelige klororganiske stoffer. Bakgrunnen er den klare sammenhengen mellom
utviklingen av en klororganisk industri og de høye nivåene av klororganiske stoffer i miljøet
(23). Figur 2. illustrerer et eksempel fra Great Lakes i Nord-Amerika.
Utfasings-strategier for klorprodukter er først og fremst utfasingsstrategier for kjemisk
persistens. Målet er å redusere risikoen for varige miljøskader på en effektiv måte. Man er
allerede igang med utfasing av ozonnedbrytende, persistente klorprodukter som KFK,
karbontetraklorid og metylkloroform.
30

Det finnes idag et sted mellom 5 og 10 000 klororganiske kjemikalier, som alle framstilles på
basis av klorgass produsert ved kloralkaliprosessen. Nye klororganiske kjemikalier utvikles
stadig. Stoffene er naturfremmede og i mange tilfeller persistente, siden persistens ofte er en
ønsket egenskap ved produktet. Siden kloralkaliprosessen har koblet produksjonen av lut og
klor (fig.1), gir den stigende etterspørselen etter lut automatisk større klorproduksjon. Siden
midten av 80-tallet har etterspørselen etter lut vært drivkraften bak de økende
klor-produksjonen. Klor blir dermed en billig innsatsfaktor for kjemisk industri, som søker
stadig nye anvendelser for klor, utvikler nye klororganiske stoffer og vinner nye
markedsandeler for klorbaserte produkter og prosesser. Dette gir i sin tur stadig mer
klororganiske stoffer i miljøet.
Man kan vanskelig fase ut klororganiske stoffer uten gjøre noe med selve grunnstrukturen i
klorbasert kjemisk industri - kloralkaliprosessen (fig.1). For å få til dette kan man gå over til
andre lutframstillingsmetoder, f.eks. fra natursoda (Na2CO3), redusere lutforbruket og vri
forbruket over mot andre typer alkalier der dette er mulig. En del av lutforbruket, bl.a. til
klorbleking og nøytralisering av saltsyre ved forbrenning av PVC, vil automatisk reduseres
hvis man faser ut klororganiske stoffer.
Redusert klorforbruk vil føre til at klorgass må lagres eller overføres til saltsyre og
nøytraliseres. Utgiftene må belastes luten som er framstilt ved klor-alkali-prosessen. Dette vil
gjøre det mer lønnsomt og attraktivt å gå over til andre metoder for framstilling av lut eller
benytte alternative alkali. På den måten kan den automatiske økningen i klor-produksjon og
-forbruk som følge av øket lut-etterspørsel stanses, og klorproduksjonen kan etterhvert fases
ut.
Mange argumenter taler for en strategi med omfattende utfasing av produkter og prosesser:
* Utfasing er den strategien som mest effektivt kan redusere den miljørisikoen klororganiske
stoffer representerer.
* Klorerte stoffer og produkter kan stort sett erstattes av klorfrie stoffer og produkter. M.a.o.,
utfasing er teknisk mulig.
* Klorindustrien og produksjon av klororganiske produkter er dominert av 20-30
internasjonale selskaper. Dette gjør industristrukturen relativt oversiktlig. En utfasing er
derfor også praktisk mulig.
* Nedbrytningen av ozonlaget har satt utfasing av ozonnedbrytende, klororganiske stoffer på
den nasjonale og internasjonale politiske dagsorden. En mer omfattede utfasingspolicy kan
derfor også bli politisk mulig.
* Produksjon av klororganiske stoffer er et sekundært mål for kjemisk industri. Det primære
målet er å produsere billig kaustisk soda.
* En endring i produksjonsprosessen for kaustisk soda vil øke prisen på klor, og dermed
redusere etterspørselen.
* Klororganiske stoffer er billigere enn eksisterende substitutter. Hvis eksterne
miljøkostnader hadde vært inkludert i prisen, ville ikke dette ha vært tilfellet.
31

* En utfasingsstrategi vil mobilisere industrien til å utvikle gode alternativer til
klorprodukter.
* Utfasing er et konsept i tråd med "føre var" prinsippet og løsning av industriens
forurensnings- og avfallsproblemer ved prosess- og produktendringer snarere enn ved hjelp
av "end of pipe"-løsninger. Dette er i tråd med prinsippene for "renere teknologi" og "renere
produksjon".
Det er dyrt og energikrevende å rense seg ut av miljøproblemene. Termodynamikkens annen
hovedsetning setter grensene for rensemulighetene. Skal man komme videre i arbeidet med
å redusere forurensninger og miljørisiko må utfasingsstrategier brukes i mye større omfang
enn idag.
Utfasing er praktisk anvendelse av føre var prinsippet. Føre var prinsippet reduserer også
økonomisk risiko. Det er svært dyrt for en bedrift å måtte foreta grunleggende prosess- og
produktendringer fordi man i utgangspunktet aksepterte en høy miljørisiko. Utfasing av
prosesser og produkter som gir høy miljørisiko er derfor en økonomisk sunn strategi for
industrien.
En generell utfasning av klororganisk produksjon og klor-alkali-industrien er selvsagt
umulig uten å fase ut produksjonen av PVC. PVC står for 30% av klorforbruket på
verdensbasis, og andelen er stigende (fig.4 og 5). Klororganiske kjemikalier blir også
produsert på basis av biprodukter fra VCM-produksjonen. Dette gir PVC en strukturell
nøkkelrolle innen klorbasert kjemisk industri (fig.1).
7. Livsløps-analysers relevans for vurdering av
miljørisiko.
Livsløpsanalyser er et nyttig redskap for å holde regnskap med ulike typer kjente utslipp
forbundet med produksjon, bruk, og avfallsbortskaffelse av et produkt. LCA-analyser kan
derfor gi objektive data om totale utslipp gjennom livsløpet av ulike utslipps-komponenter.
Dette er selvsagt en viktig og nyttig del av myndighetenes beslutningsgrunnlag i valg
mellom f.eks. emballasje-systemer. En LCA-analyse kan således betraktes som et forsøk på å
lage et kvantitativt grunnlag for vurdering av miljørisiko. Det er imidlertid viktig å være klar
over at LCA-analyser har en rekke begrensninger, usikkerheter og svakheter og derfor bare
kan inngå som en del av det miljørelaterte beslutningsgrunnlaget.
LCA-analyser som går lenger enn til å regne sammen ulike typer utslipp gjennom produktets
livs-syklus får problemer med objektiviteten. I LCA-analysens klassifisernigsfase er det lett å
blande objektive og subjektive elementer. Alle de kjente oppskriftene for omregning av
utslippene i forhold til spesifikke miljøfroblemer har dermed tvilsom objektivitet (50). Det er
derfor svært viktig å skille den objektive analysen fra den normative veiingen.
Metodeutviklingen for veiing og utarbeidelse av miljøprofiler i LCA-analyser er idag på et
stadium som gjør det tvilsomt om de er egnet som beslutnings-grunnlag for valg mellom
emballasje-systemer (51). Utfallet vil i mange tilfeller være avhengig av de metodene som
velges for klassifisering og evaluering. Selv en enkel sortering av utslippene i ulike
effekt-kategorier, slik det er gjort i SEMs rapport, inneholder elementer av subjektiv
vurdering. At mange av utslippene er gitt som grove samleparametre mens andre typer
32

utslip er utelatt gjør også en slik sortering i effekt-kategorier problematisk, unøyaktig og til
dels misvisende.
Det er også andre grunner til at LCA-analyser er et helt utilstrekkelig beslutningsgrunnlag
for miljøpolitiske valg mellom PVC og alternative material- og emballasjesystemer:
7.1 Kjente v.s. potensielle virkninger
En LCA-analyse som analyserer virkninger på miljøet vil bare ta hensyn til kjente,
veldokumenterte virkninger. Potensiell risiko og usikkerhet med hensyn til langsiktige
virkninger vurderes ikke. I den grad en LCA-analyse vurderer miljøeffekter, er disse
vurderinger basert på kjente og veldokumenterte miljøvirkninger. Ved kun å vurdere
LCA-analyser blir derfor mulighetene for idag udokumenterte og uforutsette miljøvirkninger
utelukket. Spesielt for utslipp av persistente, naturfremmede stoffer er en vurdering av den
potensielle miljørisikoen og usikkerhetene omkring utslippenes størrelse og langsiktige
virkningeren viktige deler av beslutningsgrunnlaget. Den databasen som benyttes i
rapportens LCA-analyser (17) har eksplisitt utelatt potensiell risiko (potential dangers). Det
arbeides idag med metoder for å inkludere potensielle miljøeffekter i LCA-analyser.
33

7.2 Utslipp som ikke er med i analysen
Alle relevante utslipp er ikke nødvendigvis med eller spesifisert i data-grunnlaget.
Utslippsdataene i SEMs LCA-analyser er "final filtering values" for utslipp til luft og vann fra
produksjon av rå-PVC og avfallsforbrenning av rå-PVC i moderne
søppelforbrenningsanlegg. Følgende utslippstyper er ikke med i LCA-analysene i SEMs
rapport:
* Diffuse utslipp og uhellsutslipp fra produksjon, lagring og transport. (For utslipp av VCM
og EDC er det aller meste av utslippene diffuse utslipp).
* Utslipp av tilsetnings-stoffer fra produksjon, bruk og avfallsdisponering. PVC-produkter
inneholder opptil 50% tilsetnings-stoffer, hvorav mange er potensielt miljøfarlige.
* Den vidre skjebnen til miljøskadelige bi-produkter fra VCM-produksjonen vurderes ikke.
Mye av dette havner i miljøet i form av KFK, karbontetraklorid, og andre miljøskadelige
klorprodukter.
* Utslipp fra fyllplasser og fra produkter som brennes på annen måte enn i moderne
søppelforbrenningsanlegg er ikke med.(åpne branner på fyllinger, kabelbrenning, brann i
små avfallsovner, bygnings- bil og båt-branner etc.) Både med hensyn til organiske
miljøgifter og giftige metaller kan disse utslippene helt forykke totalregnskapene.
* Utslipp av CO2 fra produksjonsprosessene og energiproduksjon er ikke med i analysens
input-data. Sammenlikninger av utslipp som gir drivhus-effekt blir derfor misvisende.
For å vurdere og sammenlikne miljørisikoen for ulike materialsystemer må man ha estimater
for de samlede utslipp fra produktenes livs-syklus. Kjennskap til de regulære utslippene av
hovedkomponentene fra produksjon og avfalls-forbrenning gir et ufullstendig
forurensnings-bilde, og er dermed utilstrekkelig for vurdering og sammenlikning av
miljø-risikoen. Usikkerhetene omkring de totale utslippenes størrelse og sammensetning i
SEM-rapportens LCA-analyser er store.
7.3 Utslipp som ikke er spesifisert
I dataene som ligger til grunn for LCA-analysene (buwal) er klororganiske utslipp fra
produksjon og avfallsbortskaffelse slått sammen til samleparameterene "klororganiske
forbindelser" og AOX. Denne sier svært lite om miljørisikoen når den nærmere
sammensetning ikke er spesifisert. Også andre samleparametre (for eksempel
"hydrokarboner" gjør det vanskelig å si noe om hvilken miljørisiko utslippene representerer i
hvert enkelt tilfelle. Sammensetningen er helt avgjørende for vurderingen av utslippene av
klororganiske stoffer. Spesielt når det bak en samleparameter kan skjule seg forbindelser
som har eller kan antas å ha alvorlige miljøvirkninger selv i meget små konsentrasjoner og
mengder.
7.4 Problemstillinger som faller utenfor analysen
Strategiske aspekter som PVC-produkters rolle som knutepunkt for miljøskadelige
34

materialstrømmer, og PVCs nøkkelrolle i en ufasnings-strategi for utfasning av klororganisk
produksjon vurderes ikke. Disse problemstillingene faller utenfor LCA-analysens
systemgrenser.
35

7.5 Betydningen av usikkerheter og mangler i input-data
En LCA-analyse blir aldri bedre, sikrere og mer detaljert enn input-dataene for utslipp fra de
ulike delene av produktets livsløp. Dersom betydelige deler av de totale utslippene er
utelatt, og dersom usikkerhetene med hensyn til utslippenes størrelse og sammensetning er
store, blir LCA-analysenes verdi som beslutnings-grunnlag liten. Sammenlikning av
LCA-analysene for ulike produkter som er gjort i SEM-rapporten må derfor vurderes med
alle disse begrensninger og usikkerheter i mente.
Kilder:
(1) International Joint Commission (1992): Sixth biennal report on Great Lakes water quality.
(2) Postel, S. (1986) Alterting the earths chemistry - assessing the risks. Worldwatch paper 71.
(3) Commoner, B. (1990) Making Peace with the Planet. Pantheon Books, New York.
(4) Rydberg, T. (1989) Lattflyktiga halokarboner - miljøeffekter och erstatningsalternativ i
industriella prosesser och produkter. Chalmers Tekniska Høgskola, Gøteborg.
(5) Kjemikalierna i Miljøn (1987). Rapport från Svenska Naturskyddsforeningens
Høstkonferens.
(6) Ahlborg, U.G., Hanberg, A. og Kenne, K. (1992) Risk assessment of Polychlorinated
Biphenyls (PCBs). Nordisk Ministerråd, København, Miljørapport 1992:6.
(7) Ahlborg, U.G., Håkansson, H, Wærn,F. og Hanberg,A. (1988) Nordisk
dioxinriskbedømning. Nordisk Ministerråd, København, Miljørapport 1988:7.
(8) Banburry Report 35 (1991) Biological basis for risk assessments of dioxins and related
compounds. Gallo M.A.,
Scheuplein R.J., van der Heijden C.A. (eds.), Cold Spring Harbour Laboratory Press.
(9) Heldaas, S.S. (1986) Vinylklorid. Nordiska expertgruppen for
gransvardesdokumentation. Arbete och Halsa, Vetenskaplig Skriftserie 1986:17.
(10) UNEP (1991) Environmental effects of ozone depletion: 1991 update. United Nations
Environmental Programme, Nairobi.
(11) IPCC (1992) Climate Change 1992, The Supplementary report to the IPCC Scientific
Assessment, Intergovernemental Panel On Climate Change.
(12) Byrne, C.D. (1988) Selection of substances requiring priority action. In: Risk assessment
of chemicals in the environement. Richardson, M.L. (ed.), Publ. Royal Society of Chemistry
pp. 414-434.
(13) Lloyd, R. (1988) Some common sources of error in data derived from toxicity tests on
aquaic organisms. In: Risk assessment of chemicals in the Environment. Richardson, M.L.
36

(ed.), Publ. Royal Society of Chemistry pp 65-71.
(14) Schmidt-Bleek, F., Haberland, W., Klein, A.W. & Caroli, S. (1982) Steps towards
environemental hazard assessment of new chemicals (including a hazard ranking scheme
based upon direktive 79/831/EEC). Chemosphere 11 (4): 383-415.
(15) Johnston, P.J. & MacGarvin, M. (1990) Assimilating Lessons from the Past. Greenpeace
Report 28, Tird North Sea Conference.
(16)
(17) Habbersatter, K. (1990) Ecobalance of pacaging materials. State of 1990. BUWAL, Sveits
1990.
(18) Evers, E.H.G., Buring, M., Olie, K. & Govers, H. (1989) Catalytic oxychlorination
prosesses of aliphatic hydrocarbons as new industrial sources of PCDDs and PCDFs. In:
Dioxin'89, Toronto, Canada.
(19) Claus, F., Friege, H. & Gremler, D. (1991) We dont have to use PVC. Greenpeace
International 1991.
(20) MTC (1989) Die vorming van PCDFs, PCDDs en gerelateerde verbindingen bij de
oxychlorering vat etheen. Vakgroep Milieu- en Toxichologiche Chemie publikatie MTC89EE.
Universiteit van Amsterdam.
(21) Norsk Hydro (1992) Brev fra Norsk Hydro Stenungsund 26.10.92 til det svenske
Naturvårdsverket.
(22) Norsk Hydro (1992) PVC og miljø. Norsk Hydro a/s, Petrokjemidivisjonen.
(23) Czuczwa, J.M. & Hites, R.A. (1985) Historical record of polychlorinated dioxins and
furans in Lake Huron sediments. In: Keith, Rappe & Choundry (eds.) Chlorinated Dioxins
and Furans in the total environment II, Butterworth.
(24) Kallquist, T. (1991) Kjemisk/biologisk karakterisering av avløpsvann fra Norsk Hydro
a.s. Rafnes. NIVArapport O.90223.
(25) Norsk Hydro (1990) Søknad til Statens forurensningstilsyn om utslippstillatelse for
utvidelsesprosjekter ved Hydro Rafnes 1990-1995.
(26) Kjemikalieinspektionen (1992) A pilot procedure for the selection of candidate
substances for general restrictions in use. Preliminær rapport, 27.04.92.
(27) NILU (1990) Undersøkelse av diffuse utslipp av VCM og EDC fra VCM-fabrikken på
Rafnes. Norsk Institutt for Luftforskning.
(28) SFT (1991) Kartlegging av miljøskadelige stoffer i plast og gummi. Statens
forurensningstilsyn, rapport 91:16.
(29) Miljøstyrelsen (1989) Klorkilders betydning for dioksindannelse ved forbrenning.
Miljøprosjekt nr.118. Miljøstyrelsen, København.
37

(30) Marklund, S. (1990) Dioxin emissions and Environmental Immissions. A study of
polychlorinated Dibenzodioxins and Dibenzofurans in Combustion prosesses. Institute of
Evvironmental Chemistry, University of Umeå.
(31) Rappe, C., Marklund, S. & Fangmark, I. (1990) Formation of dioxins and dibenzofurans
during incineration and pyrolysis of PVC. Paper, PVC'90. Brighton, April 1990.
(32) Høyer, K.G. (1991) Veien til Brussel går i gal retning. En sammenlikning av EFs og
Norges miljøpolitikk. I: Supermarked eller felles framtid. EF, økokrisen og Norges valg.
Album, A., Alstadheim, K.B. & Andersen, G. (eds). Cappelen, Oslo.
(33) Commoner, B. (1972) Ringen sluttes - Naturen, mennesket og teknologien. Grøndahls
hvitbøker. Oslo.
(34) Commoner, B. (1990) Making Peace with the Planet. Pantheon Books. New York.
(35) Kluwe, W.M, Mc Connel E.E., Huff, J.E., Haseman, J.R., Douglas, J., Fand Hartwell, W.V.
(1982) Carcinogenical testing of phtalate esters and related compounds. National Toxicology
Program and National Cancer Institute. Environmental Health Perspective, 45, 129.
(36) Kroesa, R. (1991) Dioxins, Furans and PCBs: The true story. Greenpeace, Canada.
(37) Thornton, J. (1991) The product is the poison. The Case for a Chlorine Phase-out.
Greenpeace, USA.
(38) Skene, S.A. et.al. (1989) Human toxicology 8, 1989. pp 173-203.
(39) Mehrle, P.M. et. al. (1988) Environmental Toxicology and Chemistry, 1988,7. pp. 47-62.
(40) UAREP (1988) Human Health aspects of Exposure PCDDs and PCDFs; UAREP,
Bethesda, Maryland, june 1988.
(41) USEPA (1988) A Cancer Risk- Spesific Dose Estimate for 2.3.7.8- TCDD.
USEPA/600/6-88/007Ab, June 1988.
(42) Rohleder, F. (1989) Presentasjon på det 9. dioxinsymposiet , Toronto 1989.
(43) UKDoE (1989) Dioxins in the environment. UK Dept. of the Environment. Pollution
Paper no.27, 1989.
(44) Allen, J.R. et.al. (1979) Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology,
1979,21. pp 463-469.
(45) WHO (1988) PCBs, PCDDs and PCDFs in breastmilk: An Assessment of Health Risks.
WHO, regional office of Europe. EH 29.
(46) Varmby, G. (1992) Begrensning av Miljøfarliga kemikalier i Europa. Forstude på
oppdrag fra Svenska Naturskyddsforeningen. Preliminær rapport.
(47) Natvig, B. (1982) Sannsynlighetsregning og Samfunn. Kompendium, Matematisk
Institutt, avdeling for statistikk og forsikringsmatematikk. Universitetet i Oslo.
38

(48) Wallgren, B. (1987) Foredrag på Svenska Naturskyddsforeningns høstkonferens,
Stockholm 1987.
(49) MacGarvin, M. (1990) The Future, Clean Production. Greenpeace Report 30. Third North
Sea Conference.
(50) Hansen, O.J. (1992) Livsløpsanalyser. Produkters miljøprofil. Newsletter Nr 1 1992.
Stiftelsen Østfoldforskning.
(51) Hansen, O.J. (1992) Formål med livsløpsanalyser: Hvilken nytteverdi vil bedrifter og
myndigheter ha av å investere tid og ressurser i livsløpsanalyser av produkter? Foredrag,
SFT 10.6 92.
Annen litteratur som er benyttet:
Greenpeace (1992) Death in small doses. The effects of Organochlorines in aquaic
ecosystems. Greenpeace International, september 1992.
Postel, S. (1987) Defusing the toxic Threat: Controlling Pesticides and Industrial Waste.
Sandra Postel, Worldwatch Paper 79.
Seierstedt, F. (1992) Effektstudeien i en verdiorientert sammenheng. Foredrag, Oslo 1992.
PVC-forpackninger i Sverige - konsekvenser av ett eventuelt forbud. Packforsk konsult AB.
Cairns,J. (1988) Politics, economics, science - Going beyond disiplinary boundaries to protect
aquatic ecosystems. in: Toxic contaminants and ecosystem health; A Great Lakes Focus. Ed:
Evans, M.S. Publ.Wiley,pp 1-15.
PVC i Emballage. Miljøprosjekt nr. 134. Miljøstyrelsen, København 1990.
Livsløpsanalyser (LCA); anvendelse av metode og rammebetingelser for gjennomføring.
FORFOR - Forskning for bærekraftig prosessindustri. NTNF Juni 1992.
39