Status og perspektiver for kemikalieområdet

4. Nuværende indsats

4.1 Indledning
4.2 Den kildeorienterede indsats
4.3 Den medieorienterede indsats
4.4 Kvalitetskriterier og grænseværdier
4.5 Den kemikalieorienterede indsats
4.5.1 Internationalt samarbejde
4.5.2 Databehov og -krav
4.5.3 Farevurdering, klassificering og mærkning
4.5.4 Risikovurdering
4.6 Reduktionstiltag
4.6.1 Substitutionsprincippet
4.6.2 Anvendelsesbegrænsning
4.7 Virkemidler
4.8 Internationale aftaler

4.1 Indledning

I arbejdet med at undgå forurening og andre miljø- og sundhedsskadelige effekter fra kemiske stoffer anvendes forskellige grundlæggende tilgange:

Disse forskellige tilgange har hver deres styrker og svagheder, når det gælder en forebyggende indsats vedrørende miljøproblemer forårsaget af kemiske stoffer:

Den kildeorienterede indsats

Den kildeorienterede indsats har særligt sin styrke i forhold til indsatsen over for kendte kilder og i forhold til at prioritere indsatsen overfor forskellige kildetyper. Overfor de større punktkilder er det muligt at gennemføre en intensiv indsats, hvor hver parameter (stof) kan vurderes intensivt. En kildeorienteret indsats har yderligere den fordel, at det er muligt at gå dybere ind i teknologi, økonomi m.m. i relation til de enkelte kilder. Derimod omfatter denne indsats kun et begrænset antal stoffer, der udgør et miljøproblem, og tilførsler fra diffuse kilder kan kun med vanskelighed gøres til genstand for en direkte indsats.

Den medieorienterede indsats

Den medieorienterede indsats er et supplement til den kildeorienterede indsats, idet en enkeltvis regulering af et stort antal kilder ikke hindrer, at den samlede emission kan overstige recipientens kapacitet. Svagheden ved den medieorienterede indsats er, at den ikke kan stå alene, og ikke umiddelbart er operationel, idet en kvalitetsmålsætning ikke direkte kan "oversættes" til konkrete udlederkrav.

Den kemikalieorienterede indsats

Den kemikalieorienterede indsats har særlig sin styrke, når der skal gås i dybden med det enkelte kemiske stofs toksikologiske og økotoksikologiske egenskaber. Dette vil særlig have betydning, hvor indsatsen gælder en lidt bredere gruppe af stoffer end de vigtigste få parametre (stoffer). Den stoforienterede indsats vil særlig have sin fordel i forbindelse med diffuse kilder og punktkilder, hvor der er tale om stoffer, der mængdemæssigt er af mindre betydning, men af miljømæssig stor betydning.

Den produktorienterede indsats

Den produktorienterede indsats har særlig sin styrke, når det gælder den diffuse forurening fra produkter og en tværgående vurdering af stoffer, som indgår i mange produkter.

Da der i Miljøstyrelsens oplæg til en styrket produktorienteret miljøindsats findes en grundig beskrivelse af den produktorienterede tilgang - herunder forslag til initiativer - vil denne indsats ikke blive nærmere beskrevet i denne baggrundsrapport.

4.2 Den kildeorienterede indsats

Regulering af kilder

En væsentlig del af den danske indsats i forureningsbekæmpelse har været kildeorienteret og primært rettet mod punktkilderne. Det grundliggende princip i indsatsen har i den forbindelse bygget på to forskellige strategier. For naturligt forekommende og ikke-miljøfarlige stoffer har der været anvendt en medie(recipient)orienteret strategi, som baserer sig på mediets evne til at omsætte de tilførte stoffer uden at der opstår uønskede effekter i miljøet. For sundheds- og miljøskadelige stoffer (inkl. tungmetaller m.v.) har princippet været at begrænse emissionerne mest muligt ved kilden ved anvendelse af en teknologibaseret strategi især i relation til industrielle aktiviteter, som medfører forurening.

Miljøbeskyttelsesloven

Emission af forurenende kemiske stoffer m.m. til luft, vand, jord og undergrund, der kan være skadelig for sundhed og miljø, er omfattet af miljøbeskyttelsesloven og har heri været reguleret siden 1974. Det grundlæggende princip i denne lov er, at stoffer, der kan forurene ikke må tilføres miljøet. Lovgivningen er ligeledes baseret på princippet om, at forureneren betaler. Dette betyder, at en virksomhed, der forårsager forurening eller skaber risiko herfor, selv skal betale for gennemførelsen af myndighedernes krav om forureningsbegrænsende foranstaltninger.

Ifølge loven må en uundgåelig emission af kemiske stoffer kun ske således, at mennesker ikke udsættes for en direkte eller indirekte sundhedsfare som f.eks. forurening af afgrøder eller drikkevand. Emissionen må heller ikke skade eller belaste det naturlige plante- og dyreliv. Der skal tages hensyn både til lokale og globale miljøforhold, f.eks. ved at beskytte atmosfæren mod ændringer i ozonlaget, samt ved hensyn til klimaændringer, indsats mod forsuring og persistente organiske forurenende stoffer i havet. I hovedelementerne ved regulering af kilder indgår anvendelse af renere teknologi, som blandt andet omfatter anvendelse af den bedste tilgængelige teknologi, herunder, substitution, renseteknologi og bedste miljømæssige praksis.

Punktkilder

Miljøbeskyttelsesloven definerer i en liste, de virksomheder eller virksomhedstyper, der anses for særligt forurenende og derfor er omfattet en godkendelsesordning. Det skønens at ca. 6.000 virksomheder er pålagt godkendelsespligt, hvoraf halvdelen betegnes som bestående virksomheder, det vil sige virksomheder etableret før miljøbeskyttelsesloven ikrafttræden i 1974. For disse virksomheder er der etableret en indkaldelsesordning, der udløber i år 2002, hvorefter alle forurenende virksomheder vil have gennemgået en godkendelsesbehandling.

Reduktion af emissionen

Den hidtidige indsats over for særligt forurenende og derfor godkendelsespligtige virksomheder har resulteret i, at emissionen af nogle stærkt miljøbelastende kemiske stoffer til det ydre miljø er reduceret markant i de senere Dr. Der er sket fremskridt indenfor både rensningsteknologi og substitution af visse farlige kemiske stoffer. Ikke mindst spildevandsplanlægningen og Vandmiljøplanen med udbygningen af de kommunale renseanlæg har, i betragtning af, at størstedelen af Danmarks industrielle udledninger sker til de kommunale afløbssystemet, haft en væsentlig betydning. Godkendelse af de bestående virksomheder, der vil være tilendebragt inden for de næste 8-10 år, må forventes yderligere at nedbringe emissionen til det ydre miljø.

Fra oprydning til Renere teknologi

Hvor den første fase i miljøbeskyttelsesarbejdet - begyndende i 1960-70'erne - havde karakter af oprydning, hvor myndighederne greb ind over for en umiddelbar synlig forurening, så opstod der i 80'erne ideen om renere teknologi også kaldet den bedste tilgængelige teknologi, d.v.s. den mindst forurenende teknologi, der er teknisk gennemførlig og økonomisk opnåelig for den pågældende virksomhedstype, og hvis anvendelse resulterer i en reel reduktion af emissionen.

Emissionsbegrænsning

I dag skal kravene til indretning og drift af godkendelsespligtige virksomheder fastsattes ud fra, hvad der kan opnås med renere teknologi. Den derefter uundgåelige emission imødegås med krav om anvendelse af den bedste tilgængelige renseteknik, der ligeledes skal være økonomisk opnåelig for virksomheden.

Forebyggende indsats

I takt med at oprydningsarbejdet er skredet frem, er der kommet en mere nuanceret forståelse af miljøproblemer med vægten lagt på forebyggende arbejde. Det omfatter i dag regulering af materialestrømmen, d.v.s. emissionen fra hele det kredsløb som stoffer, produkter og materialer gennemløber fra råvare, gennem produktionsproces, anvendelse af slutprodukt til affald og bortskaffelse. I forlængelse heraf skal genanvendelse ses som en metode til at udnytte ressourcer i det affald, der trods renere teknologi altid vil blive produceret i et samfund.

Affaldsdepoter

I henhold til lov om affaldsdepoter bevilges der penge til oprydning af affalddepoter, der er forurenet af tidligere tiders ukontrollerede spild, henlæggelse og nedgravning af affald. Oprydningerne sker i prioriteret rækkefølge, således at de affaldsdepoter, som udgør den største trussel mod grundvand, recipienter og sundhed, ryddes op først. Jordforureningsudvalget har i sin betænkning fra foråret 1996, gennemgået reguleringen af indsatsen overfor affaldsdepoter og foreslået en ny samlet regulering med en mere målrettet indsats.

4.3 Den medieorienterede indsats

Fortyndingsprincip

I begyndelsen af 1970'erne vurderedes miljøeffekten fra emissioner hovedsagelig som et spørgsmål om koncentration af kemiske stoffer efter udledningen i forhold til koncentrationen i det omgivende miljø. Effekten i miljøet på plante- og dyrelivet blev kun sjældent vurderet og oftest kun i situationer, hvor der forekom direkte synlige miljøskader. Såfremt en emission skabte lokale miljøproblemer, bestod indsatsen i enten at flytte udledningsstedet til et område med større fortyndingsevne eller at etablere rensning før udledningen.

Vandmiljøet

Med miljøbeskyttelsesloven blev planlægning for vandområdernes kvalitet introduceret (oprindeligt recipientkvalitetsplanlægning) som et centralt styrende instrument i relation til beskyttelse af vandmiljøet. Oprindeligt blev udledningstilladelser givet udfra hvad recipientkvalitetskvaliteten viste, at recipienten kunne tåle. Denne anvendelse af recipientkvalitetsplanlægningen blev opgivet med vandmiljøhandlingsplanen i slutningen af 80'erne.

Recipinetkvalitetsplanlægningen består i dag i at kortlægge forureningskilderne og forureningstilstanden, fastsætte målsætninger for vandområdernes kvalitet på baggrund af en afvejning mellem hensynet til miljøet og konsekvensvurdering af indsatsen i relation til industriel og bymæssig udvikling samt andre anvendelser af vandet og endelig planlægge og iværksætte de indgreb, som vil Være nødvendige for, at målsætningerne kan opfyldes. Som udgangspunkt fastsattes i denne sammenhæng oftest en generel målsætning om ingen eller kun svag påvirkning af vandmiljøet i et ønske om at bevare et naturligt og alsidigt dyre- og planteliv.

I relation til udledninger indgår der i planlægningen mulighed for at udlægge et område omkring udledningen med en såkaldt lempet målsætning. Ved udledning af miljøbelastende stoffer Må der i et sådant område ikke forekomme akut giftvirkning umiddelbart efter udledningen, og på grænsen af området Må der ikke forekomme kroniske miljøeffekter på plante- og dyreliv. I praksis vurderes dette på baggrund af kvalitetskrav til vandområdet udtrykt som kvalitetsgrænseværdier for vandet, sedimentet og biologiske forhold.

Jordmiljø

En tilsvarende planlægning og kortlægning eksisterer ikke for jordmiljøet. Som led i indsatsen overfor gamle affaldsdepoter udfører amter og kommuner en uformaliseret kortlægning. Jordforureningsudvalget har i sin betænkning foreslået en mere formaliseret kortlægning og overvågning af jordmiljøet.

Overvågning

En styrke ved den medieorienterede tilgang er, at den indebærer en helhedsvurdering af miljøtilstanden og menneskeskabte påvirkninger. Der findes flere eksempler på, at konstaterede miljøeffekter i et medie har givet anledning til en kilde-, kemikalie- eller produktorienteret indsats for at nedbringe påvirkningerne af miljøet.

4.4 Kvalitetskriterier og grænseværdier

Vejledning til de decentrale myndigheder

For at støtte de decentrale myndigheder i deres arbejde med vurdering af udledninger af kemiske stoffer fra særligt forurenende virksomheder (som defineret i miljøbeskyttelsesloven), har Miljøstyrelsen gennem årene udført et omfattende udrednings- og vejledningsarbejde vedrørende fastsættelse af grænseværdier.

Miljøstyrelsen har f.eks. gennemført et udredningsarbejde om industrispildevands miljøeffekt. Angrebsvinklen er her dels farlighedsvurdering af de enkelte stoffer, som udgør spildevandsblandingen, dels en strategi for økotoksikologiske undersøgelseskrav og en stedsspecifik risikovurdering af den samlede spildevandsblanding.

Miljøstyrelsen har endvidere udsendt vejledninger som f.eks. luftvejledningen, der omfatter tilsvarende principper for vurdering af luftafkast fra virksomheder, således at der i vejledningen er fastsat udledningsværdier og bidragsværdier ("B-værdier") for en lang række kemiske stoffer. B-værdierne er fastsat som den konkrete udlednings maksimalt tilladelige bidrag til tilstedeværelsen af forurenende stoffer i luften beregnet som "immission". Ved fastsættelsen af "immissionskoncentrations-bidrag" tages der hensyn til, at koncentrationen skal være sikker at opholde sig i hele døgnet også for mere følsomme befolkningsgrupper. Udfra b-værdierne kan man beregne de tilladelige udledningsværdier fra skorstene samt skorstens-højden.

Som supplement til denne udledningsbaserede tilgang er der også i miljølovgivningen en medie- eller recipientbaseret tilgang. Således er der fastsat konkrete grænseværdier for den maksimalt tilladelige koncentration for en lang Række stoffer som en given udledning til f.eks. overfladevand eller luft måtte give anledning til. En lille del af udledningsgrænseværdierne er fastsat for at implementere EU-direktiver.

I EU-regi er der siden 1976 foretaget økotoksikologiske effektvurderinger og fastsat udledergrænseværdier og kvalitetskriterier for ca. halvdelen af de 130 stoffer på Liste I til direktivet for det akvatiske miljø. (Liste I omfatter stoffer, der i forbindelse med udarbejdelsen af direktivet blev udpeget, fordi man dengang skønnede, at de var særligt problematiske for vandmiljøet). Danmark har for nylig selv på tilsvarende måde fastsat økotoksikologisk baserede vandkvalitetskriterier for hovedparten af de resterende stoffer på Liste I, ligesom der tilsvarende for nylig er fastsat både sundheds- og miljømæssigt baserede kvalitetskriterier for en række stoffer i jordmiljøet.

Et kvalitetskriterium er en fagligt/videnskabelig begrundet nul-effekt koncentration for økosystemet eller for human påvirkning.

Det videnskabelige grundlag

Den videnskabelige vurdering, der danner grundlag for kvalitetskriteriumfastsættelse, foretages ved at man udfra stoffernes iboende effektegenskaber - undertiden ved også at inddrage relevante eksponerings-relaterede iboende egenskaber - beregner den dosis/koncentration af stoffet, der ikke vil medføre skader. Denne koncentration kaldes NOEL/C (No Observed Effect Level/Concentration).

Ved bedømmelsen indgår både om eksponeringen sker over kort henholdsvis lang tid, og om det er beskyttelse af sundhed henholdsvis miljøet, som er formålet.

Toksikologiske kvalitetskriterier

Når der er tale om beskyttelse af mennesket, sker fastsættelsen af kvalitetskriterier som oftest ved at beregne den for mennesket højeste ikke-skadelige dosis eller koncentration. Dette sker typisk ved "oversættelse" (ekstrapolation) af data for forsøgsdyr i laboratoriet til anslået sikre doser/koncentrationer for mennesket under anvendelse af en passende "sikkerhedsfaktor". Undertiden kan man i bedømmelsen også inddrage andre data så som erfaringer med skadelige effekter på mennesker udsat for stoffet eller data vedrørende relevante fysisk-kemiske parametre vedr. f.eks. stoffets evne til at fordampe (mulighed for optagelse ved indånding) eller stoffets fedtopløselighed (mulighed for hudoptagelse og mulighed for ophobning i fedtvæv).

Økotoksikologiske kvalitetskriterier

Når der er tale om miljø, sker fastsættelsen af kvalitetskriterier ved anvendelse af effektdata på forskellige naturligt forekommende organismer, der samlet "repræsenterer" de forskellige led i fødekæderne og samtlige de arter, som forekommer i den del af miljøet, som ønskes beskyttet. Her ekstrapoleres (beregnes) tilsvarende, som når kvalitetskriterier fastsattes for at beskytte sundheden. Man ekstrapolerer dog her fra få data angående kemikaliers direkte skadevirkninger på de enkelte forsøgsorganismer i laboratoriet til kemikaliernes evt. skadevirkninger på hele økosystemets naturlige struktur og funktion.

Sikkerhedsfaktor

Ofte findes der ikke data om skadelige langtidseffekter af kemikalier. Derfor er man ved fastsættelse af kvalitetskriterier i relation for både sundhed og miljø ofte nødt til at benytte data om eventuelle korttidseffekter, og derefter udfra disse anslå, hvilken dosis/koncentration af et givet kemikalie, som vil være relevant i forhold til beskyttelse imod forskellige langtidseffekter. Konkret sker det ved at anvende en passende "sikkerhedsfaktor". Sikkerhedsfaktorens størrelse vælges udfra, hvad der vil være rimeligt at anvende under iagttagelse af forsigtighedsprincippet, idet man bruger erfaringer med stoffer, hvor der findes både relevante korttids- og langtidsundersøgelser på forsøgsdyr samt evt. befolkningsundersøgelser. F.eks. anvendes ofte en "sikkerhedsfaktor" til oversættelse af undersøgelsesresultater på forsøgsdyr i laboratoriet til anslåede sikre doser eller koncentrationer for mennesket.

Fravær af data

Af videnskabelige grunde er der begrænsninger i brugen af "sikkerhedsfaktorer". I fravær af data om f.eks. kræftfremkaldende eller reproduktionsskadelige egenskaber ved et stof, anslår man ikke blot én eller anden stor "sikkerhedsfaktor". I sådanne tilfælde undlader man simpelthen at fastsætte en grænseværdi, der angiver en sikker dosis / koncentration imod disse effekttyper. Dette skyldes, at man ikke kan forudsige om et givet stof kan have de her nævnte effekter, hvis man ikke har egentlige data fra enten dyreforsøg eller befolkningsundersøgelser.

M.h.t. fastsættelse af kvalitetskriterier for miljøet benytter man typisk de tilgængelige data om effekter efter korttidsudsættelse for stoffet, idet man udfra de iboende egenskaber vedr. stoffets fordeling og omsætning i miljøet, vælger en passende "sikkerhedsfaktor". Er stoffet unedbrydeligt og ophobes det i f.eks. fisk, vælges således en stor "sikkerhedsfaktor", mens man kun vælger en mindre "sikkerhedsfaktor", hvis stoffet er letnedbrydeligt og ikke ophobes i diverse organismer.

Usikkerhed

Det er klart, at fastsættelse af kvalitetskriterier på denne måde er forbundet med relativ stor usikkerhed. Den skyldes som nævnt oftest mangel på information om langtidsvirkninger, hvad enten disse skyldes langtidsudsættelse for kemikaliet eller forsinket fremkomst af de skadelige effekter.

Fastsættelse af kvalitetskriterier for miljøeffekter er herudover usikre, fordi der kun findes data for kemikaliers direkte effekter overfor enkelte arter, som så skal "oversættes" til sikre koncentrationer for hele økosystemets struktur og funktion. En tilsvarende fundamental usikkerhed er forbundet med sundhedsfarevurderinger, der baserer sig på dyreforsøg. En af usikkerhederne skyldes bl.a. "at forsøgsdyr er forskellige fra mennesker", og at man ikke kender og derfor heller ikke kan tage højde for alle forskelle. Et tilknyttet fundamentalt problem er, at "dyremodellen" ikke kan forudsige alle effekttyper f.eks. kan den på nuværende tidspunkt ikke identificere luftvejsallergifremkaldende stoffer og kun visse af de hormonbalanceforstyrrende, neurotoksiske eller immunotoksiske stoffer. Tilsvarende har man i dag kun få internationalt anerkendte testmetoder, der kan sige noget om kemikaliers effekter på organismer, der lever i vandmiljøet, mens der er endnu færre testmetoder på dyr, der lever i jordbunden.

Der findes endelig yderligere en fundamental usikkerhed ved anvendelse af dyreforsøg til forudsigelse af kemikaliers effekter på sundheden eller naturen. Man kan kun i meget begrænset omfang forudsige effekterne af den samlede påvirkning af mennesket eller miljøet med mange forskellige kemikalier på Én gang. Farevurderinger foretages normalt på ét stof ad gangen. I modsætning hertil udsættes mennesket og naturen for mange kemikalier på Én gang.

Kvalitetskriterier og grænseværdier

Kvalitetskriterier har ikke status af udledergrænseværdier. De fortæller kun noget om ved hvilken koncentration i miljøet, der kan være et problem, men ikke noget om, hvorvidt man kan møde denne værdi, kontrollere udledningen eller om den er større eller mindre end baggrundskoncentrationen.

Ved fastsættelse af udledningsgrænseværdier indgår foruden den faglige vurdering af stoffets nul-effekt-koncentration (kvalitetskriteriet) også en vurdering af, i hvilken koncentration stoffet vil forekomme efter udledning i miljøet. Værdien er afhængig af udledningens fortynding i recipienten. Denne vurdering er en form for simpel risikovurdering af stoffet (se afsnit om risikovurdering).

I fastsættelsen af grænseværdier indgår der desuden tekniske, økonomiske og samfundsmæssige hensyn, idet det er udfra en afvejning af disse hensyn, at det fastsattes, hvilken koncentration af et stof, der kan accepteres i miljøet

Ved denne afvejning indgår det, at udledning/udslip m.v. som følge af forsigtighedsprincippet skal nedbringes mest muligt, hvis det er teknisk og økonomisk overkommeligt og at eksistensen af en grænseværdi ikke betyder, at man uden videre "fylder op til" grænseværdien.

Bekæmpelsesmidler i grundvand

For fuldstændighedens skyld skal det nævnes, at de hidtidige EUregler for maksimale koncentrationer af bekæmpelsesmidler og bekæmpelsesmiddellignende omdannelsesprodukter i grundvand er fastsat udfra et andet princip end det ovenfor nævnte. Her har målsætningen været, at man ikke ville acceptere disse stoffer i grundvand. I praksis er det sket ved at fastsætte en lav koncentrationsgrænse for ethvert bekæmpelsesmiddel. Grænsen er 0,1 mg/l svarende til den kemiske analysegrænse, der var typisk for bekæmpelsesmidler, da EU-reglerne blev fastsat (1980). EU-grænseværdien for den samlede belastning med bekæmpelsesmidler og bekæmpelsesmiddellignende omdannelsesprodukter blev skønsmæssigt fastsat til 5 gange værdien for de enkelte bekæmpelsesmidler, d.v.s. 0,5 mg/l. Denne skulle tage højde for, at der ofte anvendes flere forskellige bekæmpelsesmidler på de samme jorder, og at mange bekæmpelsesmidler giver anledning til dannelse af flere farlige nedbrydningsprodukter.

Filosofien bag etableringen af de her to nævnte generelle og lave grænseværdier var ønsket om at kunne kontrollere, at grænseværdien bliver overholdt. En anden Årsag var princippet om, at man ikke ville acceptere forurening af grundvand, der i mange områder, som f.eks. Danmark, anvendes urenset til at forsyne befolkningen med drikkevand. EU-reglerne benyttes i forbindelse med vurdering af nødvendigheden for afværgeforanstaltninger til beskyttelse af grundvandet mod forurening med bekæmpelsesmidler. EU-reglerne bruges også i godkendelsesordningen for bekæmpelsesmidler, hvor man udfra midlernes påtænkte anvendelse og aktivstoffernes iboende egenskaber vedr. deres omsætning og transport i jord, vurderer om aktivstofferne og deres nedbrydningsprodukter vil overskride grundvandsgrænseværdierne.

Andre stoffer i grundvand

Som supplement til grænseværdifastsættelsen for bekæmpelsesmidler i grundvand har Miljøstyrelsen i en vejledning redegjort for, hvorledes man på et teknisk fagligt (toksikologisk) korrekt grundlag, som beskrevet ovenfor, kan fastsætte grænseværdier for andre typer af kemikalier, der kan forekomme i grundvand. Disse grænseværdier bruges til at vurdere om grundvandsboringer, hvor grænseværdierne overskrides, skal lukkes, eller om der skal etableres afværgeforanstaltninger.

4.5 Den kemikalieorienterede indsats

Kemikalieloven

Kemikaliereguleringen sker med baggrund i kemikalieloven (Lov om kemiske stoffer og produkter), som supplerer bl.a. miljøbeskyttelsesloven, havmiljøloven, arbejdsmiljøloven og levnedsmiddellovgivningen. Kemikalielovgivningen er meget kompliceret. Det skyldes dels det teknisk/faglige indhold, dels de mange bindinger til EU lovgivningen. Det er karakteristisk for kemikalielovgivningen, at den i modsætning til andre typer af lovgivning, der regulerer kemikalier (f.eks. miljø- og arbejdsmiljølovgivning), generelt følger de kemiske stoffer fra "vugge til grav", og at kemikaliereguleringen på denne måde går på tværs af traditionelle opdelinger mellem sektorer og medier. Generelt regulerer kemikalieloven derimod ikke indholdet af kemiske stoffer i almindelige varer og produkter. Dette betyder, at den diffuse udledning af kemiske stoffer, som hidrører fra almindelige forbrugsgoder, generelt ikke er reguleret af kemikalieloven.

Lidt forenklet kunne man sige, at mens miljølovgivningen navnlig regulerer de miljøforhold, som er forbundet med selve produktionen, supplerer kemikalielovgivningen med regler, som især retter sig mod de senere faser i et kemikalies livscyklus, d.v.s. under distribution, forbrug og som affald. Generelt må man derfor se kemikalielovgivningen som en supplerende angrebsvinkel til de kilde- og mediebaserede angrebsvinkler, der anvendes i andre typer af lovgivning, som regulerer kemikalier, herunder miljølovgivningen.

Lovens formål

Kemikalielovens formål er at "forebygge sundhedsfare og miljøskade i forbindelse med fremstilling, opbevaring, anvendelse og bortskaffelse af kemiske stoffer og produkter", idet "der lægges vægt på mulighederne for at fremme renere teknologi og for at begrænse problemer i forbindelse med affaldsbortskaffelse". Som det fremgår er lovgivningen altså en forebyggende lovgivning.

Forudsætninger

Forudsætningen for kemikalielovgivningens systematiske indsats er indgående kendskab til:

Først når denne viden er tilstede, er det muligt at udarbejde fareklassificeringer og risikovurderinger samt kvalitets- og acceptkriterier (grænseværdier), og dermed etablere et tilfredsstillende højt beskyttelsesniveau for miljøet og den menneskelige sundhed.

De tre grundlæggende elementer i dette arbejde er:

1) Tilfredsstillende data, herunder data om stoffernes fremstilling, brug og bortskaffelse samt undersøgelser, eller evt. beregning, af kemikaliernes egenskaber og effekter

2) Fare- og risikovurdering, hvor stoffernes farlighed og risikoen for mennesker og miljø vurderes på baggrund af data om kemiske stoffers egenskaber, anvendelse og skæbne.

3) Regulering, hvor ovenstående data og vurderinger benyttes, til at stille krav om emballering, faremærkning, forbud mod bestemte anvendelser eller deciderede markedsføringsforbud.

 

4.5.1 Internationalt samarbejde

Baggrund

De fleste sundheds- og miljøregler om kemikalier har international baggrund, der ofte går langt tilbage. Dette skyldes primært to forhold:

Harmonisering i OECD og EU

OECD og EU er derfor gået ind i kemikaliearbejdet for at sikre

landenes gensidige anerkendelse af data, for at harmonisere fare- og risikovurderinger af kemikalier med henblik på også at harmonisere reguleringen af kemikalier og dermed skabe basis for fri bevægelighed af kemikalierne som varer. I EU har dette resulteret i, at de EU-regler, der findes, i vidt omfang er totalharmoniseret. EU-reglerne er omfattende og indbefatter regler om beregnings- og undersøgelsesmetoder, datakrav, fare- og risikovurdering med tilhørende faremærkning og anvendelsesregulering af / forbud mod nye og eksisterende stoffer samt godkendelsesordninger for bekæmpelsesmiddel og biocider.

De totalharmoniserede regler i EU har betydet, at den danske indsats på kemikalieområdet i stadig stigende grad har koncentreret sig om at påvirke arbejdet med at fastsætte regler indenfor EU, og helst på et så tidligt tidspunkt som muligt.

Tilsigtede effekter

Generelt har den internationale harmoniseringsindsats vedr. kemikalier haft følgende tilsigtede effekter:

- at landene systematisk samarbejder og dermed reducerer dobbeltarbejde i forbindelse med fremskaffelse af data (herunder minimering af antallet af dyreforsøg) og de efterfølgende fare- og risikovurderinger,

- at landene samlet har kunnet stille mere omfattende oplysnings- og undersøgelseskrav og har fået fare- og risikovurderet betydelig flere kemikalier end et enkelt lille land, som Danmark, ville have været i stand til og

- at kemikalieindustrien i vidt omfang har undgået varierende data- og reguleringskrav fra de forskellige involverede lande, hvorved en meget væsentlig del af de tekniske handelshindringer for den frie kemikaliehandel er blevet fjernet.

Dette har på den anden side også medført, at det i realiteten er blevet vanskeligere at indføre nationalt begrundede nye anvendelsesreguleringer, i hvert fald når det drejer sig om deciderede markedsføringsforbud.

OECD's kemikalieprogram

OECD har siden 1981, hvor OECD's kemikaliegruppe blev etableret, beskæftiget sig med at udvikle og opdatere de såkaldte OECD test vejledninger for undersøgelse af kemikaliers iboende egenskaber i forbindelse med en beslutning om gensidig anerkendelse af testdata opnået ved brug af OECD's test vejledninger. Der findes OECD test vejledninger for fysisk-kemiske, toksikologiske og økotoksikologiske egenskaber, idet der p.t. er henholdsvis 17, 22 og 38 forskellige testvejledninger til bedømmelse af disse typer af egenskaber.

OECD's kemikalieprogram har også bidraget til at koordinere den internationale harmonisering af klassificeringsregler for kemikalier, d.v.s. FN's og andre organisationers klassificerings- og mærkningsregler m.v. af farligt gods og EU's regler om etikettering og mærkning af kemikalier på markedet. OECD har også etableret et pesticidprogram og forsøger at udforme internationale klassificeringskriterier for kemikaliers skadelige egenskaber overfor jordmiljøet.

Andre internationale fora

Også andre internationale fora som f.eks. diverse FN-organisationer samt luft- og havkonventionsorganisationer har udarbejdet og vedtaget konventioner, aftaler og løbende samarbejdsprogrammer vedrørende kemikalier, som Danmark har tiltrådt. Disse beslutninger er politisk - men ikke retligt - lige så forpligtende som EU-reglerne og er endvidere ofte udformet på en sådan møde, at landene i langt højere grad har frihed til at vælge, hvordan beslutningen skal efterleves. I modsætning hertil er de langt mere talrige EU regler særdeles detaljerede, totalharmoniserede og vedtaget med flertalsbeslutning. Desuden har EU-reglerne enten direkte retsvirkning i Danmark eller Danmark er retligt forpligtet til at implementere dem.

Danske rammer

En meget stor del af de eksisterende danske regler om kemikalier har således direkte og indirekte baggrund i internationale aftaler, regler eller samarbejde. Disse vil dog i næsten alle tilfælde have haft positiv dansk tilslutning og ofte have deres baggrund i initiativer fra den gruppe af miljøprogressive lande, som Danmark tilhører. Danmark har dog indimellem været imod det endelige forslag p.g.a. et for lavt beskyttelsesniveau.

Især EU-reglerne, men i ret vidt omfang også OECD-programmerne, der udgør en slags forbindelsesled mellem EU-reglerne og FN-programmerne, har meget stor betydning for de danske kemikalieregler. Udviklingen i EU og OECD er derfor også berørt i de efterfølgende afsnit.

4.5.2 Databehov og -krav

I den kemiske industris barndom blev der udviklet mange kemikalier, uden at man bekymrede sig synderligt om stoffernes farlige egenskaber. Der blev bl.a. som en konsekvens heraf ikke stillet krav om, at kemikalierne systematisk skulle undersøges for bl.a. sundheds- og miljøeffekter. I de tilfælde, hvor enten myndighederne eller industrien selv undersøgte kemikalierne for sådanne effekter, var der næsten altid kun tale om, at man undersøgte for akutte dødelige effekter på forsøgsdyr, som f.eks. rotter eller fisk, der optrådte som modeller for henholdsvis mennesket og vandmiljøet.

Mange effekter

Efterhånden øgedes imidlertid erkendelsen af, at kemikalier kunne have mange forskellige typer og grader af skadelige effekter og omfanget af undersøgelser steg derfor. Man inddrog også undersøgelser for forskellige langtidsskadelige sundheds- og miljøeffekter og undersøgelser af kemikaliernes fordeling og omsætning i naturen, herunder af kemikaliernes nedbrydelighed og evt. ophobning i forskellige organismer.

Manglende data

Selvom man i de seneste par årtier har undersøgt en lang række allerede markedsførte kemikalier, så er basale toksikologiske og økotoksikologiske data ofte ikke tilstede, selv ikke for kemikalier, som sælges i store mængder. Se tabel 4.1.

Tabel 4.1. Tilgængelige effektdata for de 2.700 stoffer, der markedsføres i størst mængde i EU.

Procentangivelserne i tabellen bygger på de data, som den kemiske industri har indsendt for stoffer, som indenfor EU-området markedsføres i mere end 1000 tons pr producent pr. år. Disse data er samlet i den såkaldte IUCLID-database. Datatilgængeligheden for de øvrige eksisterende stoffer - d.v.s. de stoffer, der ikke produceres i store mængder - er langt lavere end de i tabellen anførte. For eksempel anslås det, at kun 5-10 % af alle markedsførte kemikalier er undersøgt for akut giftvirkning og kun omkring 1 % for længerevarende giftvirkninger så som kræftfremkaldende effekter, skadevirkninger på formeringsevnen m.v.

Problemet med de mange dårligt undersøgte kemikalier blev sat på dagsordenen i fagkredse i 60'erne, hvor man fra miljømyndighedernes side i EU i 1967 vedtog det fortsat gældende kemikaliedirektiv omfattende "Listen over farlige stoffer", (se afsnit 4.5.3.).

Strategi

Herudover besluttede man sig i OECD- og EU-regi i begyndelsen af 80'erne for en strategi gående ud på:

- at nye stoffer skal vurderes udfra et minimum af oplysninger ("basissættet") før produktion eller markedsføring må finde sted,

- at der til kemikalier, der produceres / markedsføres i store mængder skal stilles yderligere oplysningskrav,

- at fremme udvikling af standardiserede metoder til bedømmelse af kemiske stoffers sundheds- og miljøskadelige egenskaber, såsom dyreeksperimentelle og reagensglasundersøgelser (OECD testvejledninger) samt computerbaserede beregnings-/vurderingsteknikker (de såkaldte Quantitative Structure Activity Relationships" eller QSAR's),

- at allerede markedsførte ("eksisterende") kemikalier skulle vurderes på stort set samme møde som nye stoffer, men i prioriteret rækkefølge, således at stoffer, der produceres i store mængder, skal vurderes først og de potentielt "værste" højtonnage stoffer allerførst og

- at udvikle og harmonisere fare- og risikovurderingsmetoder for kemikalier.

 

4.5.3 Farevurdering, klassificering og mærkning

Fareklassificering

EU's fareklassificerings- og -mærkningsregler er totalharmoniserede. Formålet med fareklassificering og -mærkning er at beskytte kemikaliebrugerne ved at advare om kemikaliernes farlige egenskaber samt at give passende generelle håndterings- og bortskaffelsesanvisninger.

Advarslen gives i form af fareklasser (hver klasse angives med hver sit store bogstav) med tilhørende iøjnefaldende faresymboler. F.eks. er fareklassen og -symbolet for "giftige" kemikalier henholdsvis et T og et dødningehoved, for "sundhedsskadelige" stoffer Xn og et Andreaskors, mens det for "miljøfarlige" kemikalier er N og et symbol med en død fisk og et vissent træ.

Klassificerings- og mærkningssystemet består herudover af forskellige standardiserede "Risikosætninger" (R-sætninger) og "Sikkerhedssætninger" (S-sætninger). De førstnævnte består af en nærmere beskrivelse af typen og graden af fare for et kemikalie i en given fareklasse. Sikkerhedssætningerne giver generelle anvisninger, der kan bruges for sikker håndtering, anvendelse og evt. bortskaffelse af et farligt kemikalie.

Klassificeringssystemet består af i alt 10 fareklasser og -symboler, 62 R-sætninger og 55 S-sætninger, der tildeles efter et detaljeret kriteriesæt p.b.a. tilgængelige data om stoffet, som skal klassificeres.

* D.v.s. den luftkoncentration af stoffet i gas-/dampform som i standardforsøg med rotter, der udsættes i 4 timer, dræber halvdelen.

** D.v.s. den koncentration af stoffet i vand som i korttidsforsøg dræber halvdelen af vandlevende organismer.

Ovennævnte eksempler på klassificeringer med tilhørende R- og S-sætninger er forsimplet, idet et kemisk stof ofte skal klassificeres og have R- og S-sætninger for flere forskellige sundheds- og miljøfarlige egenskaber på én gang.

Iboende egenskaber

Ved fareklassificering af kemiske stoffer inddeles stofferne altså i forskellige fareklasser og tildeles passende R- og S-sætninger udfra deres iboende egenskaber. Man anvender følgende detaljerede og formaliserede klassificeringskriterier:

1) Typen af fare fastlægges ved at se på forskellige typer af iboende egenskaber. Ved bedømmelsen af miljøfare benyttes f.eks. data om korttids- og langtidsgiftighed overfor fisk, dafnier og alger samt data om i hvilket omfang miljø udsættes for et stof, om stoffernes nedbrydelighed og evne til at bioakkumulere. Ved bedømmelsen af de forskellige typer af sundhedsfare inddrages data om akutte og kroniske giftvirkninger, der har relevans for menneskets sundhed, d.v.s. om kemikaliet umiddelbart er giftigt, hud- og øjenirriterende, ætsende, allergi- eller kræftfremkaldende, påvirker forplantningsevnen m.v.

2) Ved fastlæggelse af graden af fare bedømmer man, hvor markante de enkelte iboende egenskaber er. Ved denne bedømmelse afgøres f.eks. om et sundhedsfarligt kemikalie skal klassificeres som "sundhedsskadeligt", "giftigt" eller "meget giftigt", eller f.eks. om et miljøfarligt stof skal have tildelt R-sætningen "meget giftig... ", "giftig...." eller "skadelig for organismer, der lever i vand" og / eller om betingelserne for tildeling af R-sætningen "Kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet" er opfyldt.

3) Visse sundhedsfarlige egenskaber, som f.eks. kroniske giftvirkninger, kræftfremkaldende, fosterskadende og arveanlægsændrende egenskaber, er vanskelige at påvise med fuldstændig sikkerhed. Imidlertid findes der undertiden data der med stor sandsynlighed peger på, at et kemikalie faktisk besidder sådanne egenskaber. Klassificeringssystemet tager højde for behovet for at anvende forsigtighedsprincippet i denne situation. Kemikalier med visse sundhedsskadelige effekter skal således klassificeres forskelligt afhængigt af visheden for, om kemikaliet faktisk har/kan have den pågældende effekt. F.eks. skal uomtvisteligt kræftfremkaldende kemikalier klassificeres og mærkes med dødningehoved-symbolet, T og R-sætningen "Kan fremkalde kræft". Er visheden svagere, mærkes stoffet med Andreaskorset, Xn og R-sætningen "Mulighed for varig skade på helbred".

I EU har en stående arbejdsgruppe under Kommissionen farevurderet stadigt flere stoffer for et stigende antal skadelige egenskaber herunder også for en række langtidsskadevirkninger for menneskets sundhed. Det gælder f.eks. ca. 700 kul- og mineraloliekemikalier for kræftfremkaldende virkning. Ikke mindst p.g.a. nordisk input, har EU nu fået etableret et formaliseret kriteriesæt og vurderet en række stoffer for miljøfarlige egenskaber, som dog indtil nu kun omfatter skadevirkninger på vandmiljøet og det stratosfæriske ozonlag, (se tabel 4.3.).

* Disse klassificeringer omfatter kemiske stoffer og grupper af kemiske stoffer, hvorfor de i alt omfatter mindst dobbelt så mange enkelte kemiske stoffer som det antal, der er angivet i tabellen. Som illustration af at de enkelte "indgange" på "Listen over farlige stoffer" kan dække over mange forskellige stoffer, som findes på EU markedet (EINECS), kan det oplyses at f.eks. "akrylater / metacrylater" dækker 1031 stoffer, "arsen og arsenforbindelser" 230 stoffer, "selen og selenforbindelser" 271 stoffer, "cadmium og cadmimumforbindelser" 147 stoffer, "tin og tinforbindelser" 694 stoffer og "bly og blyforbindelser" 246 stoffer.

** Det største antal kræftklassificerede stoffer/stofgrupper er kul- og mineraloliefraktioner. Disse er ikke klassificeret udfra undersøgelser af hver enkelt oliefraktion men udfra disses indhold af en kræftfremkaldende komponent, f.eks. benzen, som i denne sammenhæng har fungeret som "kræftmarkør".

*** Antallet af miljøfareklassificerede stoffer/stofgrupper optaget på "Listen over farlige stoffer" i 1996 er 422. (En del af de vurderede stoffer på "Listen over farlige stoffer" skal nemlig ikke klassificeres for miljøfare).

Selvklassificering

Siden 1981 har producenter og importerer af farlige kemikalier i EU selv skullet klassificere og mærke ethvert farligt stof, som de ønsker at markedsføre i EU, og som ikke allerede står på "Listen over farlige stoffer". Selvklassificeringen skal i øvrigt ske i overensstemmelse med EU's "Mærkningsvejledning", som indeholder en beskrivelse af de detaljerede klassificeringskriterier. Beslutningen om at supplere det hidtidige "listeprincip" med dette "selvklassificeringsprincip" har medført en meget væsentlig forøgelse af antallet af stoffer, som bliver fareklassificeret og - mærket. Dette kan illustreres ved, at der i følge Produktregistret i 1996 er registeret ca. 4.100 forskellige kemiske stoffer, som er blevet klassificeret p.g.a. "selvklasificeringsprincippet". Dette antal "selvklassificerede" stoffer skal sammenholdes med de af EU klassificerede stoffer (se tabellen ovenfor) og med de ca. 11.000 totale antal forskellige kemiske indholdsstoffer, som indtil i dag er meddelt til Registeret. Af det foregående fremgår, at ca. halvdelen af de stoffer, som hidtil er blevet vurderet, skal fareklassificeres og -mærkes. Produktregistret indeholder i øvrigt ikke oplysning om alle fareklassificerede kemiske stoffer og produkter på det danske marked, idet indberetningspligten kun omfatter farlige stoffer og produkter, som benyttes på danske arbejdspladser. Selvklassificeringsreglen understreger i øvrigt, at enhver, der markedsfører farlige kemikalier, skal klassificere og mærke dem korrekt.

Kemiske produkter

Herudover udbyggede EU i 1988, ikke mindst p.g.a. danske initiativer, klassificerings og -mærkningsbestemmelserne for de sundhedsfarlige effekter til også at dække kemiske produkter, d.v.s. blandinger af stoffer. Det skete i erkendelse af, at langt det største volumen af kemiske stoffer markedsføres som bestanddele af kemiske produkter og ikke som enkeltstoffer. Regler for fareklassificering og -mærkning af kemiske produkter er udviklet på basis af de regler, der gælder for kemiske stoffer. Et produkts klassificering beregnes således udfra de enkelte indgående stoffers klassificering samt deres procentvise forekomst i produktet. Der er dog hidtil ikke gennemført regler for miljøfareklassificering af kemiske produkter, men et nordisk forslag indgår i et nyt forslag til rådsdirektiv om faremærkningsregler for produkter, som EU-Kommissionen har fremsendt til Rådet i juli 1996. Dette ændrede præparatdirektiv kan imidlertid tidligst forventes at træde i kraft omkring årtusindskiftet.

Klassificeringssystemet og andre regelsæt

Det er i denne forbindelse meget vigtigt at være opmærksom, at klassificeringssystemet ikke kun har betydning for reglerne om mærkning af kemiske stoffer og produkter, men at systemet også er grundlag for en række andre administrative regler såvel i Danmark som - endda i stigende grad - i EU.

Eksempler på vigtige danske regler er følgende:

Miljøbeskyttelseslovens regler om godkendelse af særligt forurenende virksomhed, hvor man på de indledende trin af vurderingen af de kemiske stoffer i industri-spildevandsudledninger benytter klassificeringsreglerne

Arbejdsmiljølovgivningens definition af farlige stoffer og materialer med tilhørende meddelsespligt til Produktregisteret om sammensætningen af produkter m.v. Arbejdstilsynets farlighedsbegreb baserer sig bl.a. på klassificeringskriterierne. Produktregistrets data er udgangspunktet for Arbejdstilsynets indsats vedrørende kemikaliesikkerhed. Produktregistrets data er også af meget stor betydning for danske muligheder for at påvirke EU's regeldannelsesarbejde både på miljø- og arbejdsmiljøområdet, idet de øvrige EU-lande ikke, bortset fra de nordiske lande, systematisk har indsamlet information om produktsammensætning og kemikaliebrug.

Eksempler på EU-regler er følgende:

Sevesodirektivet, der vedrører forebyggelse af større ulykker fra visse industrielle aktiviteter, benytter klassificeringsreglernes definition af farlige stoffer til at definere direktivets anvendelsesområde.

I farligt affaldsdirektivet danner reglerne for klassificering af kemiske stoffer grundlag for vurdering af, om affald er farligt.

Risikovurderingsreglerne for kemikalier, hvor man kun risikovurderer fareklassificerede stoffer, hvis der ikke er andre grunde til alligevel at foretage en risikovurdering (f.eks. fordi stoffet tilhører en gruppe kemikalier, som er mistænkt for én eller anden alvorlig egenskab såsom kræft, persistens m.v.)

Direktiver på arbejdsmiljøområdet vedrørende gravides arbejde, unges arbejde og regler for arbejde med kræftfremkaldende stoffer bygger direkte på klassificeringsreglerne, idet de henviser til den klassificering, som er besluttet i EU-Kommissionen arbejdsgruppe for klassificering.

Forbuds- og begrænsningsdirektivet bygger tilsvarende på en henvisning til den klassifikation, der er foretaget i henhold til klassificeringsreglerne. Som et eksempel kan nævnes et forbud mod salg af særligt farlige stoffer til private.

Af den mere produktorienterede regulering kan nævnes miljømærkedirektivet og legetøjsdirektivet, som begge indeholder en henvisning til klassificeringsreglerne med den konsekvens, at kemiske stoffer og produkter, der er klassificeret som farlige ikke kan tildeles et miljømærke eller indgå i legetøj.

Det følger af aerosoldirektivet, at aerosoldåse skal mærkes for brandfare i overensstemmelse med klassificeringsreglerne.

Direktivet om PIC-proceduren, d.v.s. pligten til forudgående anmeldelse til modtagerlandet inden eksport af farlige stoffer til tredjelande, afgrænser ordningens anvendelsesområde ved at henvise til klassificeringsreglerne.

Endelig bygger vurderingen af aktivstofferne egenskaber i forbindelse med plantebeskyttelsesdirektivet på klassificeringsreglerne.

4.5.4 Risikovurdering

Generelt

Meget ofte defineres ordet risiko som sandsynligheden for og konsekvenserne af, at en skadelig eller uønsket hændelse finder sted. Principielt anvender man også ordet "risikovurdering" af kemikalier i overensstemmelse med denne definition.

Definitionen passer dog bedre til at beskrive den fremgangsmøde, man anvender, når man vurderer risikobetonede aktiviteter, som det f.eks. gøres i forbindelse med myndighedernes behandling af risikobetonede virksomheder, end når man foretager generelle risikovurderinger af kemikalier.

Risikovurdering af kemikalier

Når man risikovurderer kemikalier sker det i praksis ofte ved at man simpelt hen sammenholder kemikaliernes iboende farlige egenskaber med den sandsynlige udsættelse af henholdsvis mennesker og miljø. I princippet anvender man altså samme form for farevurdering, som anvendes ved grænseværdifastsættelser, idet man dividerer den beregnede/vurderede "sikre dosis/ koncentration" med den dosis eller koncentration, som man kan forudse at mennesker eller miljøet, vil blive udsat for. Herved fås det såkaldte "risiko(karakteriserings)forhold". Er denne større end én, foreligger der en risiko. Dette har normalt som konsekvens, at man forsøger at foretage en mere sikker bedømmelse af risikoen, d.v.s. af udsættelsen og/eller de beregnede/vurderede sikre dosis eller koncentration.

Bedømmelser af udsættelsen kan typisk gøres ved at indhente flere oplysninger om stoffets produktion, anvendelse og/eller bortskaffelse. Hvis det ikke kan lade sig gøre at få yderligere oplysninger om stoffets egenskaber og/eller brug m.v., eller hvis også yderligere oplysninger viser, at risikoforholdet er større end én, bør der fastsættes bestemmelser, der mindsker risikoen.

Eksponeringsanalyser

Nedenfor omtales principielle forhold, der indgår i de generelle risikovurderinger (i modsætning til tids- og stedsspecifikke). Principperne for farevurdering er allerede behandlet i det foregående afsnit. De generelle eksponeringsanalyser omfatter hele livscyklus for stofferne, og foretages ofte således, at man kan bedømme udsættelsen på regionalt og lokalt niveau. Generelle risikovurderinger foretages normalt som forudsætning for evt. at indføre anvendelsesbegrænsninger eller forbud mod kemiske stoffer. De foretages især med henblik på beskyttelse af arbejdstagere, forbrugere, andre personer, som udsættes via drikkevand og føden, renseanlæg og de forskellige dele af miljøet (vand, jord og dyr), som befinder sig i enden af fødekæden.

Ved generelle risikovurderinger er formålet at vurdere om et kemikalie ved dets forudsete normale brug og anvendelse - samt evt. forudseelige misbrug - kan give anledning til, at der foreligger en risiko. Man er således nødt til i sine vurderinger, at forudsætte forskellige generelle - men rimelige - betingelser, der har betydning for i hvor høj grad stoffet vil belaste mennesker og miljøet. Disse standardbetingelser kan f.eks. vedrøre forskellige karakteristika ved den recipient, som modtager spildevand, der indeholder stoffet, såsom hvor meget af spildevandet, der renses, fortyndes o.s.v. Standardbetingelserne er ofte valgt således, at de repræsenterer forhold, der er "de værst tænkelige".

Modeller

Ved eksponeringsanalyserne bruges ofte beregninger/computermodelsimuleringer, og findes der moniteringsdata om stoffet, inddrages disse. Generelt kan man sige at eksponeringsmodeller er formaliserede og forsimplede modeller af den komplekse transport, fordeling og omsætning af kemikalier, der sker i f.eks. arbejdsmiljøet eller naturen med de store forskelle, der eksisterer fra sted til sted.

Produktregistre

En meget vigtig kilde til den samlede - ofte meget - store usikkerhed, der er forbundet med at foretage eksponeringsanalyser, hidrører fra selve grundlaget for eksponeringsanalysen, nemlig vurderingen af, hvorledes stoffet slipper ud til miljøet eller udsætter mennesket specielt i forbindelse med stoffets brug. Årsagen til denne usikkerhed er simpelthen, at kemikalieproducenterne og myndighederne meget ofte kun har et ringe kendskab til, hvorledes kemiske stoffer bruges, idet de ikke ved i hvilke kemiske produkter, stofferne indgår. I de nordiske landes produktregistre findes sådanne oplysninger imidlertid. F.eks. er der i det danske Produktregister oplysning om sammensætningen af ca. 60.000 kemiske produkter.

Diffus spredning

Det største problem, når man taler om eksponering, er nok den diffuse spredning af de kemiske stoffer, der indgår i en lang række produkter og varer, der cirkulerer rundt i samfundet.

Usikkerhed

Alt i alt kan man konkludere, at de generelle risikovurderinger af kemikalier faktisk kun kan sige noget om den potentielle risiko. Risikovurderingen foretages med baggrund i videnskabelige principper, men de enkelte led i risikovurdedringen indeholder store elementer af skøn og dermed forbundne usikkerheder, hvor anvendelse af forsigtighedsprincippet er vigtigt. Man kan altså ikke bevise, om resultatet af en generel risikovurdering passer med "den virkelige risiko", fordi en sådan ikke findes i abstrakt forstand, idet en konkret risiko afhænger af tid og sted og i øvrigt også vil være usikkert bestemt.

OECD var den første internationale organisation som i midten af 80'erne etablerede et risikovurderingsprogram for kemikalier, der produceres i store mængder samt et risikoreduktionsprogram. Angrebsvinklen i OECD har været "learning by doing" og først at tage fat på vurderingen af de højtonnagestoffer, hvor der mangler data, netop med henblik på at tilvejebringe de manglende data. De forskellige OECD lande har "delt byrden" m.h.t. dataindsamling, datagenerering og -vurdering, og der er indtil nu risikovurderet omkring 100 højtonnage stoffer i OECD's risikovurderingsprogram, mens ca. 300 stoffer er under vurdering. I de tilfælde, hvor en risiko er blevet identificeret, er fælles risikoreduktionstiltag ofte løbet mere eller mindre ud i sandet p.g.a. OECD landenes forskellige afvejning af mulige fordele/ulemper ved diverse risikoreduktionstiltag, herunder de erhvervsøkonomiske konsekvenser for de forskellige lande eller industrier.

EU - nye stoffer

I Danmark gennemførtes i 1981 i samarbejde med de øvrige EU-lande regler, der indebærer, at nye stoffer, der markedsføres over en vis mængde (1 ton/år) skal være undersøgt efter et bestemt undersøgelsesprogram ("basissættet"), der sikrer, at en rimelig farligheds- og risikovurdering foretages, før stoffet markedsføres. Det land, der modtager en anmeldelse af et nyt stof, optræder på de øvrige landes vegne og påser, at undersøgelserne er korrekt gennemført, fareklassificerer og -marker samt risikovurderer stoffet. Hvis den markedsførte mængde er større skal undersøgelsesprogrammet suppleres med flere og mere dybtgående undersøgelser. Der opereres med et trinvist opbygget datakravsystem således, at der til årlige tonnageniveauer på 10 tons, 100 tons og 1000 tons er tilknyttet krav om at gennemføre bestemte "undersøgelsespakker". Der kan altid stilles krav om yderligere data før et bestemt tonnageniveau når, hvis dette synes påkrævet udfra den risikovurdering, der foretages.

I perioden fra 1981 til i dag (juni 1996) er der anmeldt omkring 1.800 nye stoffer i EU, hvoraf en stor del er farvestoffer. Andre vigtige anvendelser blandt de nye stoffer er additiver til plast og smøreolie samt foto- og papirkemikalier.

Kun for to af de ca. 1.800 nyanmeldte stoffer er der i EU fastsat bestemmelser om forbud imod markedsføring, fordi risikovurderingen har resulteret i, at en uacceptabel risiko er blevet identificeret. Hertil skal dog tilføjes, at det vurderes, at anmeldelsesreglerne for nye stoffer har medført, at virksomhederne har indført en udstrakt grad af "selvcensur", d.v.s. har undladt at prøve at markedsføre stoffer, som måtte forventes at medføre en risiko for mennesker eller miljø. Kun omkring 10 nye stoffer er i alt blevet anmeldt i Danmark, mens Tyskland har modtaget op mod halvdelen af de 1.800 stoffer, fulgt af England, Frankrig, Holland og Italien. Opgaven med at kvalitetskontrollere en anmeldelse og foretage en risikovurdering er ressourcekrævende, og Danmark haster på dette område store fordele af samarbejdet med en beskeden egenindsats.

EU - eksisterende stoffer

Risikovurdering af de eksisterende stoffer foretages på samme møde som på nye stoffer. Men i forhold til risikovurdering af nye stoffer, er risikovurdering af eksisterende stoffer, der produceres i store mængder, betydeligt vanskeligere. Det skyldes, at de tilgængelige data er af varierende kvalitet og kvantitet, og at der ofte også foreligger moniteringsdata, som man også skal tage stilling til. En anden årsag er, at brugsmønstret - og dermed udslips- og eksponeringsanalysen - for de eksisterende højtonnagestoffer meget ofte er særdeles kompleks i modsætning til brugsmønstret for nye stoffer, der generelt må betegnes som specialkemikalier.

Risikovurderingsreglerne, der er fastsat i en EU forordning, indebærer følgende:

Danmark - eksisterende stoffer

Udover arbejdet med risikovurderinger i EU- og OECD-regi foretages der også rent danske risikovurderinger, når det skal afklares, hvorvidt der er behov for anvendelsesbegrænsninger overfor f.eks. produkter indeholdende skadelige kemiske stoffer. Disse farevurderinger foregår principielt på nogenlunde samme møde som EU- og OECD-vurderingerne, men de suppleres ofte med konkrete kortlægninger/målinger af tilstedeværelsen af de skadelige stoffer i forskellige medier. Derudover udarbejdes der massestrømsanalyser (se afsnit 3.1.), der skal sikre et så korrekt billede som muligt af stoffernes spredning via processer, produkter, brug og affald. Endelig er det i den forbindelse nødvendigt at vurdere mulige alternativer; det være sig alternative stoffer, produkter eller teknologier, samt de erhvervs- og samfundsøkonomiske forhold ved en given regulering.

Bekæmpelsesmiddeler

Aktivstoffer, der anvendes i bekæmpelsesmidler, er kendetegnet ved at være udviklet til at være biologisk aktive og er dermed ofte miljøfarlige, samtidig med, at de i anvendelsen tilfreds miljøet direkte. Generelt findes der langt flere data om disse aktivstoffers iboende egenskaber, herunder om farlige langtidseffekter end om andre kemiske stoffer. Der er f.eks. større viden om bekæmpelsesmidlernes brug, herunder om behandlingshyppighed, dosering og brugsomstændigheder. Dette betyder, at den generelle risikovurdering, der foretages af aktive stoffer i bekæmpelsesmidler er mere detaljeret og omfattende og mindre usikker end den generelle risikovurdering, der kan foretages af langt de fleste andre kemiske stoffer.

For bekæmpelsesmidler kræves i Danmark, ligesom i de fleste industrialiserede lande, godkendelse inden anvendelse. I Danmark markedsføres ca. 900 bekæmpelsesmidler indeholdende ca. 200 forskellige aktivstoffer.

For bekæmpelsesmidler foretager Miljøstyrelsen en samlet risikovurdering på baggrund af den ansøgte anvendelse. Godkendelsen skal sikre, at midlerne ikke har nogen skadelige direkte eller indirekte virkninger på sundhed og miljø, hvor der især lægges vægt på henholdsvis langtidseffekter som kræft og reproduktionsskadelige effekter og for miljøets vedkommende på udbredelse og omsætning i miljøet - herunder forurening af grundvand og indvirkning på arter udenfor målgruppen.

Helt nye (i EU) aktive stoffer, og stoffer der er under EU-revurdering bedømmes i en EU-Komité - Den stående Plantesundhedskomité. Såfremt stoffet optages på en positivliste, kan de nationale myndigheder efter ansøgning godkende et givet middel indeholdende dette stof, ligesom de enkelte nationale myndigheder gensidigt skal anerkende andre landes godkendelser af midler indeholdende dette stof. En sådan anerkendelse behøver dog ikke finde sted, hvis det kan bevises, at der i det land, som ikke vil anerkende stoffet, vil foreligge en risiko p.g.a. geografiske og/eller klimatiske forskelle mellem dette land og det land, som godkendte midlet.

Der er således en glidende overgang fra nationale godkendelsesordninger til en fælles EU-godkendelsesordning.

Biocider

Foruden den eksisterende EU-godkendelsesordning for plantebeskyttelsesmidler er der netop vedtaget en EU-ordning for biocidholdige produkter. Ved biocider forstås her produkter, der bruges til bekæmpelse af organismer, der er sundhedsskadelige for mennesker eller dyr, og organismer, der skader naturlige eller forarbejdede produkter. Gruppen omfatter en lang række meget forskelligartede produkter som træbeskyttelsesmidler, visse insekticider, akvatiske biocider og desinficerende midler. Det bør bemærkes, at dette direktiv er et fremskridt for Danmark, der ikke i dag regulerer biocider på samme indgående møde.

Direktivet om markedsføring af biocidholdige produkter skal sikre en harmonisering af godkendelsesproceduren med specificerede (minimums)krav til dokumentationsmateriale samt fælles principper for risikovurdering. Kravene til dokumentation ligger tæt op ad de krav, der i dag gælder for plantebeskyttelsesmidler, ligesom direktivet også omfatter udarbejdelse af en EU-liste med de aktive stoffer, der anvendes i biocidprodukter. Listen skal danne basis for gensidig godkendelse af biocidholdige produkter i medlemsstaterne.

I biociddirektivet indgår det som et krav, at det skal vurderes (på fællesskabsniveau), om der findes andre produkter eller metoder, som er betydeligt mindre farlige for sundheden eller mindre skadelige for miljøet. På EU-plan skønnes der at eksistere ca. 7-800 stoffer, der anvendes som biocider i ca. 15.000 forskellige midler. Antallet af stoffer og midler, der anvendes i Danmark, kendes endnu ikke.

4.6 Reduktionstiltag

4.6.1 Substitutionsprincippet

Regulering tættest muligt ved kilden

For at minimere sundheds- og miljøbelastningen belastningen fra kemiske stoffer i alle trin i livscyklus, skal indsatsen ske tættest muligt ved kilden. Dette indebærer, at der primært skal satses på substitution, sekundært på genanvendelse, rensning og deponering.

Anvendelse af substitutionsprincippet sikrer, at belastningen reduceres mest muligt. Substitution indebærer, at et skadeligt stof, produkt eller proces erstattes med andre mindre skadelige stoffer, produkter eller processer med samme funktion. Substitution skal foretages med de mindst miljø- og sundhedsbelastende stoffer og produkter, hvis der er flere muligheder. Tekniske forhold samt erhvervs- og samfundsøkonomiske forhold skal også tages i betragtning.

Samfundsøkonomiske omkostninger

Samfundet afholder betydelige omkostninger i form af personressourcer og penge til at monitere, kontrollere og minimere spredningen af farlige kemiske stoffer til miljøet samt for at afbryde virkningen af tidligere forurening. Disse omkostninger er reelt set en naturlig følge af de miljøbelastende stoffers anvendelse.

Et eksempler på et miljøfremmed stof, der giver betydelige samfundsøkonomiske omkostninger, er bly. Omkostninger til forureningsbekæmpelse kan beregnes til 80-120 millioner årligt, svarende til 4 kr./kg bly af det Årlige forbrug i Danmark (NMR, 1994). Et andet eksempel er PVC, hvor det alene koster samfundet ca. 2 kr. pr. kg PVC, der forbrændes.

4.6.2 Anvendelsesbegrænsning

Regler om forbud mod eller anvendelsesbegrænsning af særligt miljø- og sundhedsbelastende kemiske stoffer kan enten være baseret på beslutninger taget i internationale fora (herunder især EU) eller de kan være rent nationalt baserede.

Tungmetaller

I Danmark er der lagt et stort arbejde i at begrænse forureningen med tungmetallerne cadmium, kviksølv og bly.

På tungmetalområdet er det substitutionsprincippet, der ligger til grund for reglerne, der er udformet som generelle forbud mod anvendelse af tungmetaller men med undtagelser for de anvendelser, der endnu ikke kan substitueres.

Reguleringen af cadmium stammer fra 1983, kviksølv fra 1994. Vedrørende bly er der i dag indgreb mod enkelte former for anvendelser med stor betydning, f.eks. bly i benzin samt blyhagl. Et generelt forbud er undervejs.

Ozonlagsnedbrydende stoffer

Indsatsen over for de ozonlagsnedbrydende stoffer er i Danmark omfattende og har benyttet en kombination af række styringsmidler. Der har således siden 1987 været anvendt forbud, afgifter, internationalt samarbejde, udviklingsprogram/renere teknologi og information.

Andre stoffer

Der har desuden været en bred indsats over for enkeltstoffer i produkter, som i kraft af den møde, hvorpå produkterne anvendes, medfører risiko. Det drejer sig f.eks. om nikkel, nitrosaminer, creosot, PCP, PCB og PCT, bromerede flammehæmmere, formaldehyd, organiske tinforbindelser m.m.

PVC

PVC giver anledning til en række af miljøproblemer især ved bortskaffelsen men også under produktion og ved brug. Chlorindholdet og indholdet af tilsætningsstoffer nødvendiggør røggasrensning i forbindelse med affaldsforbrænding. Den store mængde af problematiske restprodukter, som fremkommer fra røggasrensningen, karakteriseres som farligt affald på grund af bl.a. PH og indhold af tungmetaller. I de seneste år er der endvidere kommet ny viden om miljøeffekter fra additiver til PVC, herunder phthalater, der bruges som blødgørere. Phthalaterne, der vurderes at have langtidseffekter på vandmiljøet, er fundet i store koncentrationer i spildevand og slam.

På baggrund af problemerne ved forbrænding af PVC indgik Miljøministeriet og Plastindustrien i Danmark i 1991 en aftale om anvendelsen af PVC. Formålet med aftalen er at friholde forbrændingsanlæggene i Danmark for PVC.

4.7 Virkemidler

I arbejdet med at reducere belastningen af mennesker og miljø fra kemiske stoffer anvendes forskellige virkemidler til bl.a. at gennemføre strategierne (substitution, genanvendelse, rensning o.s.v.). Som regel vil en kombination af virkemidler samlet være det bedste valg for at opnå den ønskede effekt. Der er dog forskel på egnetheden af de forskellige styringsmidler. Substitution fremmes f.eks. hurtigere ved retlig regulering end ved information.

De virkemidler, der i dag anvendes, omfatter en bred vifte af instrumenter:

Forbud

Forbud er udstedt mod salg af bestemte særligt farlige stoffer eller produkter, ligesom der til opfølgning af internationale aftaler er udstedt et forbud mod dumping af farligt affald.

Generelt kan man sige, at forbud som styringsmiddel er effektivt men ufleksibelt, idet det, samtidig med at man gennemfører et forbud, er nødvendigt detaljeret at tage stilling til, hvilke former for anvendelse, der eventuelt skal undtages. Endvidere nødvendiggør forbud tilsyn med, at det overholdes.

Godkendelse

Et klart eksempel på en godkendelsesordning på kemikalieområdet er godkendelsesordningen for bekæmpelsesmidler, men endvidere kan nævnes godkendelsespligten efter miljøbeskyttelseslovens kap. 4 (spildevandsudledning) og kap. 5 (særligt forurenende virksomheder), som er reguleringer, der medvirker til en væsentlig regulering af hvilke kemiske stoffer, der udledes.

Som styringsmiddel er godkendelse særdeles effektivt og samtidigt er det fleksibelt. Midlets største svaghed er, at det er ressourcekrævende, bl.a. fordi myndighederne p.g.a. det indbyggede medansvar for "forkerte" vurderinger, er nødt til at være omhyggelige.

Andre regler

Andre regler om salg, anvendelse eller bortskaffelse medvirker ligeledes til at begrænse den risiko, som mennesker og miljø udsættes for. Som eksempler kan nævnes forbud mod salg af giftige kemikalier til private, arbejdsmiljøregler om udluftning eller særlig påklædning samt regler om bortskaffelse af olie- og kemikalieaffald. Endvidere findes reguleringer, der bygger på positiv- og negativlister, der angiver hvilke stoffer der kun mø eller ikke anvendes. Endelig findes eksempler på regler, der udformes som "performancekrav", d.v.s. at kun stoffer, der opfylder bestemte krav   anvendes, f.eks. krav om anvendelse af nedbrydelige stoffer i vaske- og rengøringsmiddel.

Økonomiske styringsmidler

I dag anvendes både egentlige miljøafgifter, som kan fremme substitution og pant, som kan fremme genanvendelse. Som eksempler på miljøafgifter kan nævnes afgifter på CFC'ere, visse chlorerede opløsningsmidler og pesticider.

Disse midlers styrke ligger i, at de udnytter markedsmekanismen til at fremme en hensigtsmæssig adfærd. Ofte kan de dog indebære et vist ressourceforbrug til administration og kontrol.

Også ved hjælp af støtteordninger til fremme af genanvendelse og renere teknologi kan man fremme udviklingen af nye teknikker og produkter, der begrænser anvendelsen af uønskede kemiske stoffer og produkter.

Mærknings- og emballeringskrav

Dette middel har længe været anvendt ved farlige kemikalier. Formålet med mærkningskravene er her at advare brugerne om stoffernes farlige egenskaber, så de enten kan fravælge dem, eller bruge og bortskaffe dem korrekt.

Disse krav er administrativt relativt enkle, og de er virksomme for så vidt angår håndtering af kemiske stoffer og produkter, som sælges og anvendes. Desuden er det indtrykket, at disse regler har en "selvregulerende" effekt på industrien, idet mange produkter sammensættes således, at de lige netop ikke skal klassificeres som farlige eller ligger lige under grænsen for en skrappere klassificering. Midlets begrænsning er, at det kun er anvendeligt på stoffer og produkter, der markedsføres, og at effekten af mærkningen/emballeringen forudsætter, at information om farlighed faktisk får brugerne til at opføre sig fornuftigt.

Aftaler

Aftaler er i de senere år bl.a. blevet anvendt til at få industrien til at reducere anvendelsen af PVC, alkylphenolethoxylater i vaske- og rengøringsmiddel samt udledningen af VOC'er. Desuden er der indgået en aftale med producenter og importører af blyakkumulatorer, som indebærer, at de tilbagetager brugte akkumulatorer.

Både aftalernes styrke og svaghed ligger i frivilligheden. På den ene side er det ofte muligt at opnå forståelse og støtte til mere vidtgående miljøtiltag, hvis industrien selv har haft indflydelse på udformningen, herunder de indbyggede tidsfrister. Omvendt er enkeltfirmaers tilslutning til en brancheaftale helt afgørende for, at den får en effekt. Endelig omfatter aftalerne ikke virksomheder eller importører udenfor de organisationer, der har indgået aftalerne. Ved indgåelse af aftaler skal man endvidere være opmærksom på, at branchen typisk vil have en meget stærk forventning om at være "fredet" i en længere årrække efter aftalens indgåelse, hvilket der bør tages højde for ved udformningen af aftalerne.

Grøn indkøbspolitik

Offentlig grøn indkøbspolitik er et relativt nyt middel. Effekten af dette middel afhænger i høj grad af motivationen hos de indkøbsansvarlige samt af de pågældende muligheder for at skabe sig overblik over hvilke alternativer, der findes.

Beslutningen i mange kommuner om ikke at indkøbe og anvende sprøjtemidler på offentlige anlæg er et eksempel på et sådant effektfuldt offentligt tiltag.

Standarder

Produktstandarder indeholder bl.a. retningslinjer for produkters funktion, sikkerhed og form. En standard er i princippet en frivillig aftale, som virksomheder i stor udstrækning refererer til ved handel nationalt og internationalt, men standarden kan gøres bindende, hvis den indarbejdes i lovgivning. Standarder fastlægges i internationale standardiseringsorganisationers regi. Endnu findes der ingen krav til, at standarder skal udformes på en sådan møde, at de tager hensyn til miljøet, men Miljøstyrelsen deltager i arbejde herom i den europæiske standardiseringsorganisation (CEN).

Miljødeklarationer

Miljødeklarationer indebærer en forpligtelse for producenter og importører til at tilvejebringe og videregive informationer om produkters miljøbelastning i forbindelse med produktion, brug og bortskaffelse. Miljødeklarationer kan virke som konkurrenceparametre, idet miljøbevidste formodes at fravælge produkter med dårlige miljøegenskaber. I modsætning til miljømærker (se nedenfor) vil miljødeklarationer være kendetegnet ved at omfatte samtlige produkter indenfor en produktkategori og vil formentlig være mere effektive, da også producenter eller importører af produkter med dårlige miljøegenskaber, vil være nødt til enten at deklarere deres produkter eller opgive at sælge dem. Endnu findes der i Danmark ikke erfaringer med effekten af miljødeklarationer.

Miljømærke.

Miljømærker, som producenter kan søge om at få lov til at sætte på deres produkter, er udviklet såvel på europæisk som på nordisk niveau. Ordningerne indebærer, at kun produkter, der overholder visse nærmere bestemte miljøkrav skal være berettigede til at få mærket. Mærkerne er tænkt som et konkurrenceparameter, idet de miljøbevidste forbrugere formodes at vælge et miljømærket produkt. Ordningernes succes afhænger i sidste ende af, hvor effektivt ordningerne for de forskellige varegrupper implementeres og i hvor høj grad miljøspørgsmål styrer forbrugerens produktvalg.

Information.

Informationskampagner m.v. om miljøspørgsmål bruges i dag i begrænset omfang som adfærdsregulator enten til at fremme efterspørgslen efter mindre miljøbelastende produkter, ved at minimere forbruget af miljøskadelige produkter eller sikre miljømæssig korrekt bortskaffelse af miljøskadelige produkter eller stoffer.

4.8 Internationale aftaler

Indenfor det kemiske område er der indgået en række globale (FN-regi) og regionale aftaler/konventioner, bl.a. fordi kemikalier handles internationalt, og deres virkninger kan være grænseoverskridende. Således arbejder adskillige internationale fora på afvikling af en lang række af kemiske stoffer, der er uønskede på grund af deres sundheds- og miljøfarlige egenskaber. Under sundhed- og miljøfarlige egenskaber forstås toksicitet, persistens eller tilbøjelighed til at bioakkumulere samt nedbrydning af ozonlaget.

Det skal bemærkes, at kemiske stoffer også indgår i internationale aftaler om bl.a. affald, f.eks. London-konventionen om forbud mod dumpning af farligt affald og Basel-konventionen om forbud mod eksport af farligt affald. Da disse konventioner ikke vedrører afvikling af stoffernes anvendelse men derimod forbud mod visse former for bortskaffelse, er disse konventioner ikke medtaget i nedenstående oversigt.

De første internationale initiativer søgte ad politisk vej at fremskynde afvikling af velkendte og yderst farlige kemiske stoffer, ved at opstille lister over uønskede stoffer.

I de senere år er arbejdet inden for internationale fora i højere grad koncentreret om kriterier for udvælgelsen af uønskede kemiske stoffer og opstilling af generelle mål for reduktionen af udledninger. Udpegning af enkelte veldefinerede kemiske stoffer erstattes gerne med angivelsen af hele stofgrupper, til tider meget bredt defineret.

På den baggrund er en udtømmende opstilling af alle uønskede kemiske stoffer, subsidiært stofgrupper ikke mulig, hvorfor tabellen, der fremgår af Bilag 1, ikke er udtømmende. I tabellen nævnes ca. 230 uønskede stoffer og 29 stofgrupper, som er omfattet af internationale beslutninger og/eller dansk regulering.

Tabellen sammenfatter afviklingslister fra følgende internationale fora:

EU-direktiver

Efter EU-direktivet om det akvatiske miljø fra 1976 er medlemsstaterne forpligtet til at træffe egnede foranstaltninger for at eliminere forureningen af ferske og marine områder med farlige stoffer, der er opført på Liste I. Desuden er medlemsstaterne forpligtet til at nedbringe forureningen med farlige stoffer, som er opført på en Liste II, men kun som et første skridt på vej mod elimination af disse stoffer. På denne baggrund er der i EU-regi for en række Liste I-stoffer (p.t. 17 stoffer) fastsat grænseværdier for udledninger, herunder tilslutninger til renseanlæg samt kvalitetsmåsætninger. For de øvrige stoffer, som er udpeget til at blive optaget på liste I (ca. 130 stoffer) er medlemsstaterne pålagt at fastsætte bindende kvalitetskrav.

NSK

Den internationale konference om beskyttelse af Nordsøen (NSK) søger at opnå en bæredygtig forvaltning af alle menneskets aktiviteter i Nordsøen og dens opland, d.v.s. områder som beskyttelse af arter og levesteder, fiskeri, miljøfarlige stoffer, næringsstoffer, skibsfart, off-shore installationer og radioaktive stoffer.

Nordsøkonferencens liste over stoffer, der skal afvikles (Liste 1A) nævner kemiske stoffer, der enten er persistente, toksiske eller bioakkumulerbare. Særlig opmærksomhed rettes mod pesticider, der er blevet fundet i Nordsøen samt transport af pesticider gennem luften.

Der er blevet afholdt 4 Nordsøkonferencer, nemlig 1984, 1987, 1990 og 1995. Nordsøkonferencerne har udpeget en række målsætninger, bl.a. om at reducere udledninger, udslip til luften og diffuse bidrag af miljøfarlige stoffer med 50% og 70% eller mere for stoffer, der udgår en alvorlig trussel for havmiljøet herunder dioxiner, kviksølv, cadmium og bly.

Desuden ønskes de diffuse bidrag af miljøfarlige stoffer bragt til ophør indenfor én generation (25 år) med det endelige mål at opnå koncentrationer i nærheden af baggrundsværdier for naturligt forekommende stoffer og koncentrationer tæt på nul for menneskeskabte syntetiske stoffer.

HELCOM

Helsingfors-Kommissionen (HELCOM) beskæftiger sig med beskyttelse af havmiljøet i Østersøområdet og søger at beskytte området mod farlige stoffer ved at begrænse udledningen og om muligt forbyde anvendelsen af en række stoffer i østersøområdet og dets afvandingsområde. Farlige stoffer defineres på baggrund af stoffernes iboende egenskaber som persistens, toksicitet eller andre skadelige egenskaber samt tendens til bioakkumulation. Det har været målet, at udledningen af de ovennævnte stoffer skulle være halveret senest i 1995. Blandt de grupper af stoffer, som er udpeget som skadelige, kan nævnes tungmetaller, visse organiske forbindelser, bekæmpelsesmidler og forskellige imprægneringsmidler, radioaktive stoffer m.v.

OSPARCOM

Oslo og Paris Kommissionen (PARCOM) arbejder for beskyttelse af miljøet i det nordøstlige Atlanterhav. Denne kommission er observatørorganisation til Nordsøkonferencen og arbejder indenfor de samme områder som denne med beskyttelse af arter og levesteder, fiskeri, miljøfarlige stoffer, næringsstoffer og skibsfart.

Opmærksomheden rettes mod uønskede stoffer, der udvælges i henhold til meget omfattende kriterier, herunder radioaktivitet, miljøkvalitetmålsætninger m.m.

Udledninger og udslip til luften af stoffer, som er giftige, svært nedbrydelige og bioakkumulerbare - især organohalogene stoffer - og som kan nå havmiljøet, skal senest i år 2000 reduceres til niveauer, der ikke er skadelige for mennesket eller naturen med det endelige formål at eliminere dem.

Der udarbejdes en sammenfattende strategi med retningslinier for at fremme anvendelsen af den bedst tilgængelige teknologi. I den forbindelse skal der tages hensyn til alle aspekter af et produkts livscyklus, f.eks substitution af brugen af miljøfarlige stoffer med brugen af mindre miljøfarlige stoffer eller helst miljøvenlige stoffer, eller ved anvendelse af miljøvenlig praksis.

IPPOP

Intergovernmental Panel on Persistent Organic Pollutant (IPPOP), De Forenede Nationers Miljøprogram, arbejder på beskyttelse af det globale havmiljø mod forurening fra land-baserede aktiviteter. Listen omfatter kemiske stoffer og stofgrupper for hvilke, der findes viden om deres toksicitet og svært nedbrydelighed. Det har vist sig, at sådanne stoffer transporteres over store afstande med vind- og havstrømme og når Arktis.

Regeringsrepræsentanter vedtog på et FN-møde i Washington i 1995 en ministerdeklaration om globalt indgreb mod miljøbelastende stoffer. Der er iværksat et arbejde m.h.p. at udarbejde en juridisk bindende aftale for at minimere forureningen med POP'er (Persistent Organic Pollutant).

UN-ECE

UN-ECE (United Nations Economic Commission for Europe) forestår konventionen om langtrækkende grænseoverskridende luftforurening omfattende organiske stoffer, defineret som stoffer, der er i forskellig grad er resistente mod photolytisk, biologisk og kemisk nedbrydning. En tilsvarende konvention findes for tungmetaller

Der nævnes en række enkelte kemiske stoffer og stofgrupper, der omfatter persistente organiske forbindelser (herunder nogle pesticider) og tungmetaller.

Der arbejdes på prioritering af persistente stoffer, udredninger vedrørende forskellige toksikologiske og økotoksikologiske virkninger, socio-økonomiske og teknologiske konsekvenser af et eventuelt forbud mod POP'er.

EU/PIC

Prior Informed Consent (d.v.s. princippet om at et land inden eksport af farlige kemikalier skal informere importlandet om eksportlandets egen regulering af disse kemikalier) indgår i EU-forordningen om udførsel og indførsel af visse farlige stoffer. Der er herved indført krav om forudgående informeret samtykke (prior informed consent) på baggrund af fælles anmeldelses- og oplysningsprocedurer for indførsel fra og udførsel til tredjelande af visse stærkt miljøbelastende kemikalier.

I bilag I nævnes således kemikalier, som ifølge EU-lovgivningen er forbudt eller underkastet strenge restriktioner på grund af deres sundheds- eller miljømæssige virkninger. Formålet med denne liste er at sikre, at bestemmelser vedrørende disse stoffer også gælder, når disse udføres fra EU-lande til tredjelande. Indførsel må ikke finde sted i strid med afgørelser truffet af den nationale myndighed i importlandet.

UNEP/CFC'ere

United Nations Environment Programme (UNEP) varetager sekretariatsfunktioner bl.a. for Wien-konventionen om beskyttelse af ozonlaget og den tilhørende Montrealprotokol fra 1987 om stoffer, der nedbryder ozonlaget. Særligt Montrealprotokollen, der er strammet flere gange, har været et gennembrud inden for international miljøbeskyttelse. Aftalen omfatter primært afvikling af en lang række stoffer/stofgrupper; CFC, halon, tetrachlormethan, trichlorethan, HCHC, HBFC og methylbromid. Danmark har implementeret Montrealprotokollens bestemmelser ved en EF-forordning, men har herudover selvstændigt valgt at gennemføre en væsentligt hurtigere afvikling af de fleste af stofferne.

UNEP/PIC

På FN's styrelsesråd i maj 1995 blev det besluttet, at ovennævnte PIC-procedure skulle gøres juridisk bindende globalt på samme møde, som det allerede er tilfældet i EU. Derudover blev det besluttet, at der skal tages stilling til hvilke yderligere skridt, der kan være nødvendige i den forbindelse.

UNEP/POP'er

Dette arbejde vedrører indsatsen for globalt at begrænse udbredelsen af sværtnedbrydelige stoffer, de såkaldte POP'er. Arbejdet omfatter i første omgang 12 navngivne stoffer (9 pesticider, PCB og dioxiner/furaner). En arbejdsgruppe nedsat under styrelsesrådet for FN's miljøprogram (UNEP) har i juni 1996 anbefalet, at der udarbejdes et juridisk bindende instrument, der sikrer, at disse stoffer afvikles globalt. Samtidig har arbejdsgruppen anbefalet, at der udarbejdes kriterier for identifikation af yderligere POP-stoffer, som ligeledes med tiden kan omfattes af global regulering.