4 Stoffer og stoffgrupper

4.1 Innledning

Kapittelet omtaler stoffene på prioritetslisten, samt noen andre sentrale stoffer og stoffgrupper som har blitt vurdert med tanke på tiltak. For noen av de prioriterte miljøgiftene er det ikke lenger nevneverdige utslipp, mens det for mange er store uregulerte utslipp. Det er store forskjeller når det gjelder hvilke tiltak som vil være nødvendige for de ulike stoffene og stoffgruppene for å nå generasjonsmålet. For noen miljøgifter er det mulig å gjennomføre tiltak for et begrenset antall punktutslipp. For andre miljøgifter er kildene mange og spredte, slik som for eksempel PAH fra forbrenning og veitrafikk.

Det er stor forskjell i giftighet og nedbrytbarhet for ulike miljøgifter. For noen stoffgrupper, som dioksiner, er det nødvendig å forholde seg til utslipp i gram. For andre med mindre giftighet, som de fleste av metallene, er det tonn som er den relevante størrelsesordenen. Slike forskjeller er også i noen grad knyttet til om et stoff forekommer naturlig.

Til tross for overvåking gjennom flere tiår er det fremdeles begrenset kunnskap om nivåer og eventuelle skadevirkninger av miljøgifter for norske innbyggere og i norske økosystem. I gjennomgangen av de mest aktuelle stoffene og stoffgruppene nedenfor er det derfor også benyttet data og eksempler fra andre land. For hvert stoff eller stoffgruppe er det gitt en innledende oversikt over bruksområder, tilførsler og utslipp i Norge, nivåer, egenskaper og giftighet, samt eventuelle kjente skadevirkninger og nåværende regulering. Vurderingen av om eksisterende regulering og iverksatte tiltak er tilstrekkelig for å nå generasjonsmålet kommer i kapittel 7-9.

4.2 Metaller

4.2.1 Generelt om metaller

Det spesielle med metaller og andre grunnstoffer er at de forekommer naturlig i miljøet. De kan ikke «forsvinne» (brytes ned), men kan omdannes gjennom kjemiske reaksjoner som for eksempel oksidasjon. Noen metaller er essensielle, det vil si at de er nødvendige for levende organismer. Dette gjelder for eksempel kobber, jern og sink. Dette betyr imidlertid ikke at de ikke kan være giftige. Det er verken relevant eller mulig å stanse alle utslipp av metaller. For disse stoffene er derfor viktig å ha fokus på de utslippene som påvirker miljøet og/eller human helse negativt.

4.2.2 Arsen

Arsen ble tidligere benyttet i blant annet impregnert trevirke, glassproduksjon og plantevernmidler. Kjent nåværende bruk er hovedsakelig i metallegeringer, halvledere, solcellepanel og elektronikk. Bruk av arsen i produkter utgjorde 42 tonn i 2007. Bruk av arsen i messing, samt i elektronikk og blyakkumulatorer har økt de siste årene og utgjorde henholdsvis 26 tonn og 13 tonn i 2007¹. Produktene tilføres i hovedsak det norske markedet via import.

Utslippene av arsen i 2007 ble anslått til 33 tonn av Klima- og forurensningsdirektoratet. De største utslippskildene ble antatt å være utlekking fra stående impregnert trevirke og utslipp fra forurenset grunn, som utgjorde henholdsvis 22 tonn og 6 tonn. Samlet utgjorde dette 85 prosent av de nasjonale utslippene¹. I 2009 sto 65 industribedrifter til sammen for utslipp av 0,68 tonn uorganisk arsen².

Arsen er et metalloid som i uorganisk form er svært giftig både for mennesker og miljø, men som er lite giftig når det forekommer i organiske former (som i marine organismer) eller forekommer i legeringer. Uorganiske arsenforbindelser er klassifisert som giftige ved innånding og svelging, kan forårsake kreft og er giftige for akvatiske organismer³.

Det er innført forbud mot arsenimpregnert trevirke i produktforskriften og i EUs biociddirektiv. Det er gjort enkelte unntak for næringsvirksomhet, men bruk av slikt trevirke i Norge er i hovedsak opphørt. Produktforskriften inneholder også forbud mot bruk av arsen og arsenforbindelser for å hindre begroing på skip og utstyr i vann. Enkelte arsenforbindelser er ført opp på kandidatlisten i EUs kjemikalieforordning (REACH). Arsenimpregnert trevirke er klassifisert som farlig avfall. Byggteknisk forskrift stiller krav til avfallsplan og miljøsanering ved rehabilitering og riving av byggverk.

4.2.3 Bly

Bly har blitt benyttet til en rekke formål gjennom de siste par tusen år, deriblant i vannrør, bestikk, keramikk, som pigment i maling, i ammunisjon og bensin. Bruk av bly i produkter økte fra omkring 16 000 tonn i året i 1995 til over 28 000 tonn i 2007, hvorav bruk i batterier og akkumulatorer, metalliske produkter og kabler til sammen utgjorde over 90 prosent¹. Batterier og akkumulatorer importeres i all hovedsak, mens kabler også produseres i Norge. I følge Batteriretur AS var innsamlingsgrad for blybatterier om lag 99 prosent i 2009⁴. Bly er påvist i tidligere påført eksteriørmaling. For eksempel ble det nylig påvist til dels høye konsentrasjoner av bly i maling for over 70 prosent av 290 undersøkte bygninger i Trondheim. 22 prosent av de målte blyverdiene overskred grenseverdien for farlig avfall⁵.

De nasjonale utslippene av bly i 2007 ble antatt å være ca. 200 tonn av Klima- og forurensningsdirektoratet¹. Til sammenligning har det blitt anslått at omkring 80 tonn bly tilføres Norge gjennom atmosfærisk langtransport hvert år. Produktrelaterte utslipp utgjorde omkring 180 tonn i 2007, hvorav utslipp fra ammunisjon var 95 tonn. Årlig utlekking av bly fra forurenset grunn har blitt anslått til 10 tonn¹. I 2009 sto 82 industribedrifter til sammen for utslipp av 4,42 tonn bly, mens omkring 30 avfallsanlegg sto for omkring 0,06 tonn².

Høye konsentrasjoner av bly er registrert i sediment i flere fjorder, for eksempel i Sørfjorden og Høyanger, noe som har bidratt til kostholdsråd for inntak av marine organismer, særlig skjell³.

Bly påvirker en lang rekke fysiologiske funksjoner. Det har vært særlig oppmerksomhet rundt effektene på nydannelse av hemoglobin, som vil føre til blodfattighet, og hvordan metallet kan føre til redusert mental utvikling hos barn hvis de eksponeres under fosterperioden eller senere. Bly er akutt giftig for akvatiske organismer og pattedyr, og akkumuleres i fisk og pattedyr. Mennesker med naturalhusholdning vil være eksponert for bly gjennom kostholdet i områder der dyr og fugler jaktes med blyholdig ammunisjon. Human eksponering for bly har sunket dramatisk de siste par tiårene, særlig som en følge av overgang til blyfri bensin.

Det er innført forbud i produktforskriften mot bly i emballasje, elektriske og elektroniske produkter, biler og leketøy. Det ble innført forbud mot bly i hagl fra og med 1. januar 2005 og det er inngått en frivillig avtale om utfasing av blyholdig ammunisjon på militære skytefelt. Blybatterier skal leveres til godkjent mottak for farlig avfall. Batteriretur AS er returselskap for start- og industribatterier i Norge.

4.2.4 Kadmium

Bruksområdene for kadmium har blant annet vært i batterier, som pigment, i keramikkglasur og overflatebehandling, men metallet er også en forurensning i produkter, deriblant noen typer gjødsel. Kadmium forekommer ofte sammen med sink og kobber i mineraler og vil derfor kunne lekke ut fra enkelte gruveområder. Kadmium i produkter finnes først og fremst i nikkel/kadmium batterier (NiCd batterier). Bruk av kadmium i slike batterier utgjorde ca. 13 tonn i 2007, det vil si 98 prosent av den nasjonale bruken. NiCd batterier produseres ikke i Norge, men importeres. I dag er de fleste NiCd-batterier erstattet av andre typer batterier, med unntak for elektroverktøy. Innsamlingsgraden for NiCd batterier i 2009 var på over 100 prosent, på grunn av utfasing av småbatterier fra markedet⁴.

De nasjonale utslippene av kadmium i 2007 ble anslått til 1,4 tonn av Klima- og forurensningsdirektoratet¹. Til sammenligning ble det anslått at 3,5 tonn kadmium blir tilført Norge gjennom atmosfærisk langtransport. De største kjente punktkildene for utslipp av kadmium til vann i Norge er nedlagte gruver. I 2009 ble utslipp fra fire nedlagte gruver beregnet til 0,26 tonn. 63 industribedrifter sto samme år samlet sett for utslipp av samme mengde. En annen utslippskilde av betydning er utlekking fra forurenset grunn, som ble anslått til 0,4 tonn i 2007.

Det finnes forhøyde nivåer av kadmium i sedimentet i enkelte fjorder, som for eksempel Sørfjorden, Årdalsfjorden og Orkdalsfjorden. I Sørfjorden er kostholdsråd for inntak av marine organismer (blåskjell) satt delvis på grunn av kadmium³.

Kadmium er akutt og kronisk giftig for mennesker, landlevende og akvatiske organismer. Stoffet vil akkumuleres i kroppen, spesielt i nyrer og lever, med lang biologisk halveringstid. I praksis akkumulerer mennesker kadmium i kroppen gjennom hele livet. Kadmium er kreftfremkallende og det er sannsynlig at relativt lave eksponeringsnivåer kan øke risikoen for hjerte-kar sykdommer og nyresykdommer.

Det er innført forbud mot kadmium for produkter som maling, emballasje, elektriske og elektroniske produkter og bærbare kadmiumbatterier, med unntak for elektroverktøy. Leketøysforskriften regulerer innhold av kadmium i leketøy. NiCd batterier skal leveres til godkjent mottak for farlig avfall. Rebatt AS er returselskap for bærbare batterier.

4.2.5 Kobber

Kobberholdige impregneringsmidler brukes for å redusere vekst eller begroing av planter, alger og dyr på oppdrettsnøter. Kobber har også erstattet bruk av arsen, krom og kreosot til treimpregnering. I tillegg brukes kobber i en rekke andre produkter, for eksempel elektronikk, ledninger, rør og kabler.

Utslipp av kobber er særlig relatert til bruk i produkter som oppdrettsnøter, bunnstoff, bremseklosser, ammunisjon og impregnert trevirke, samt utlekking fra nedlagte gruver. I 2006 utgjorde utlekking av kobber fra nøter 690 tonn, det vil si over halvparten av de nasjonale utslippene. Kobber har i stor grad erstattet bruk av TBT i bunnstoff, noe som førte til utslipp av 250 tonn kobber i 2006⁶. Utslipp av kobber på grunn av avrenning fra nedlagte gruveområder påvirker både elver og innsjøer. Ni nedlagte gruver hadde til sammen utslipp på 52 tonn i 2009. De største utslippene kom fra Løkken gruver, Sulitjelma bergverk og Folldal verk, som bidro med utslipp av henholdsvis 19 tonn, 18 tonn og åtte tonn kobber til vann i 2009, Det største enkelte industriutslippet til vann var på omkring seks tonn i 2009. Den største industriutslippet til luft fra en enkeltvirksomhet var omkring ett tonn i 2009². Totale utslipp av kobber fra industrivirksomheter var 10,6 tonn i 2009. Utslipp av kobber fra landtransport var anslått til 17 tonn. Det er anslått at det finnes 65 000 tonn kobber i områder med forurenset grunn, noe som ga utlekking av omkring 50 tonn kobber til miljøet i 2006⁶.

Kobber er et nødvendig sporelement for alle organismer og finnes naturlig i jord, ferskvann og havet. Kobber er klassifisert som meget giftig for akvatiske organismer. Det er imidlertid store artsforskjeller og giftigheten er høyest i næringsfattige ferskvann. Kobber er lite toksisk for mennesker. Metallet kan akkumuleres i enkelte akvatiske organismer ved eksponering for høye nivåer, men biomagnifiseres ikke.

Regulering av utslipp og rensekrav til notvaskerier trådde i kraft 1. juli 2005. Det er forbudt å slippe ut miljøskadelige kjemikalier, for eksempel kobber, i forbindelse med rengjøring, vask eller impregnering av oppdrettsnøter. Avfallet fra vaske- og renseprosessen skal håndteres som farlig avfall dersom det inneholder mer enn 0,25 prosent kobberforbindelser.

4.2.6 Krom

Krom har vært benyttet som biocid i treimpregnering og maling, i elektronikk og i stål. Krom brukes fremdeles i en rekke produkter og bruken er økende. Bruk av krom i kromlegert stål utgjorde 6600 tonn i 2007, det vil si 85 prosent av den totale bruken. Denne bruken vil ikke føre til utslipp av betydning.

Utslippene av krom i 2007 ble anslått til i overkant av 60 tonn av Klima- og forurensningsdirektoratet. De største utslippskildene var anslått utlekking fra stående kromimpregnert trevirke og forurenset grunn, som samlet utgjorde nesten 80 prosent av de nasjonale utslippene¹. Det ble det brukt 175 tonn krom i maling, lakk og pigmentpasta, noe som førte til utslipp av omkring fire tonn krom i 2007¹. Transportsektoren slipper ut 0,47 tonn krom til luft årlig (2009). Den største industrielle punktkilden for utslipp til luft i 2009 var på i underkant av 0,1 tonn. De to største industrielle utslippskildene til vann hadde utslipp på omkring ett tonn og 0,5 tonn².

Krom er et essensielt metall som i hovedsak forekommer i to tilstandsformer. Treverdig krom er relativt ugiftig mens seksverdig krom tas opp i organismer og kan blant annet føre til kreft. Det er hovedsakelig treverdig krom som benyttes i produkter og ovennevnte utslipp dreier seg også i hovedsak om treverdig krom. Som for andre metaller vil tilstandsformen være avhengig av kjemiske betingelser, særlig redoks og pH. Treverdig krom kan derfor oksideres til seksverdig (og seksverdig reduseres til treverdig), men treverdig krom dominerer i ferskvann og havet.

Det ble innført forbud mot kromimpregnert trevirke i produktforskriften i 2003 og i EUs biociddirektiv i 2006. Det er gjort enkelte unntak for næringsvirksomhet, men bruk i Norge er i hovedsak opphørt. Det er innført forbud i produktforskriften og i EØS-området mot bruk av seksverdig krom i elektroniske og elektriske produkter, i henhold til EUs RoHS direktiv. Det er også innført forbud mot krom i blant annet emballasje, kjøretøy og leketøy. Kromimpregnert trevirke er klassifisert som farlig avfall. Byggteknisk forskrift stiller krav til avfallsplan og miljøsanering ved rehabilitering og riving av byggverk.

4.2.7 Kvikksølv

Kvikksølv er det eneste metallet som er flytende ved romtemperatur. Dette metallet er også spesielt ved at uorganisk kvikksølv kan omdannes til en mer biotilgjengelig og bioakkumulerende organisk form (metylkvikksølv) ved bakterielle prosesser i naturen. Kvikksølv har vært benyttet i et bredt spekter av områder, for eksempel til beising av såkorn, amalgam og en lang rekke instrumenter, benyttes fremdeles i noen pigmenter, samt lyskilder og batterier. Det er kjent at kvikksølv forekommer som naturlig forurensing i enkelte olje- og gassfelt i Nordsjøen. Bruken av kvikksølv i produkter i 2007 var på 300 kilo. Bruk av kvikksølv i belysningsprodukter har økt fra 30 kilo i 1995 til 54 kilo i 2007. Det er nylig vedtatt EØS-regler som vil forby glødepærer til belysning fra og med 2012^{7, 8}. Dette vil kunne føre til økt bruk av kvikksølvholdige lyskilder. Statistisk sentralbyrå har anslått at mye kvikksølvholdig EE-avfall og et stort antall kvikksølvholdige lysstoffrør/sparepærer ikke ble håndtert forsvarlig i 2007¹.

Samlede utslipp fra produkter var 0,2 tonn i 2007 og fra landbasert industri 0,1 tonn i 2009. Beregnede utslipp fra landtransport, kommunale avløp og avløpsslam, båter og skip, forbrenning (krematorier og avfall) lå alle i underkant av 0,1 tonn pr år (2007). I tillegg utgjorde blant annet motorredskaper, andre næringer, husholdninger, luftfart samlet i underkant av 0,1 tonn. Forurenset grunn sto for 0,02 tonn/år. Samlede nasjonale kvikksølvutslipp ble anslått til ca. 1 tonn. Det er grunn til å anta at avløpsanlegg og virksomheter som er involvert i gjenvinning og avfallsbehandling vil få økt betydning som kvikksølvkilder. Den største utslippskilden for kvikksølv i Europa er forbrenning av fossilt brensel, særlig i kullkraftverk⁹. Langtransportert kvikksølvforurensning til Norge ble anslått til 2,4 tonn i 2007, noe som overskrider de nasjonale kildene.

Det er forhøyede nivåer av kvikksølv i overflatesedimenter i innsjøer, særlig i Sør-Norge. Dette har i dag først og fremst sammenheng med langtransportert luftforurensning. Mattilsynet har innført landsomfattende kostholdsråd for gjedde og abbor over 25 cm, og ørret og røye over en kilo. Kvikksølv er en del av årsaken til kostholdsråd for fisk og skalldyr i Sørfjorden og Ellingsøyfjorden. Til tross for at utslippene av kvikksølv har gått ned de siste årene viser nye undersøkelser at kvikksølvkonsentrasjonene i ferskvannsfisk i Sør-Norge har økt med 60 prosent siden 1991¹⁰.

Kvikksølv forekommer metallisk, samt i uorganisk og organisk form. Eksponering for metylkvikksølv kan føre til motoriske og mentale forstyrrelser som følge av skader på sentralnervesystemet. Både organisk og uorganisk kvikksølv bioakkumuleres. Uorganisk kvikksølv akkumuleres først og fremst i nyrene. Det tar lang tid før kvikksølvet skilles ut av organismer. Metylkvikksølv biomagnifiseres, i motsetning til uorganisk kvikksølv.

Fra 1. januar 2008 er det innført et generelt forbruk mot kvikksølv i produkter, med unntak for elektriske og elektroniske produkter, herunder lyskilder og medisinsk utstyr. Det er ikke innført særskilte virkemidler for å begrense utslipp av kvikksølv fra transport, men tiltak som reduserer transportomfanget, for eksempel økt andel kollektivtrafikk, vil også bidra til å redusere utslippene av kvikksølv. I februar 2009 ble det vedtatt i FNs miljøprogram (UNEP) at det skal utarbeides en forpliktende global kvikksølvavtale. Kvikksølv er også omfattet av tungmetallprotokollen under LRTAP-konvensjonen. EUs IPPC-direktiv setter utslippsgrenser basert på definerte beste tilgjengelige renseteknologier (BAT) for mange industribransjer innen EØS-området. Direktivet omfatter ikke kullkraftverk med effekt under 50 MW, som er en viktig utslippskilde for kvikksølv.

4.3 Polysykliske og heterosykliske aromatiske hydrokarboner

4.3.1 Polysykliske aromatiske hydrokarboner (PAH)

Polysykliske aromatiske hydrokarboner (PAH) dannes ved ufullstendig forbrenning av organisk materiale og finnes naturlig i fossilt brensel (olje, gass, kull). Kreosot importeres til Norge og brukes til impregnering av trelast med spesielle krav til beskyttelse. I 2007 medførte slik treimpregnering bruk av 410 tonn PAH, noe som tilsvarte 98 prosent av den totale bruken¹.

Historisk har aluminiumsindustrien vært den største utslippskilden for PAH i fastlands Norge, men prosessforbedringer og nedleggelse av produksjonslinjer basert på Søderbergteknologi har gitt betydelige utslippsreduksjoner de siste årene. Landbasert industris samlede utslipp til luft gikk ned fra 70 tonn i 2008 til 15,5 tonn i 2009². De største punktkildene for PAH-utslipp til luft er imidlertid fremdeles aluminiumsindustrien². Utslipp av produsert vann fra petroleumsvirksomhet ga utslipp av 48 tonn PAH i 2008 (inkludert naftalen)¹¹. Vedfyring i husholdninger førte til utslipp av anslagsvis 35 tonn PAH til luft i 2007. Dette tilsvarte da omkring 30 prosent av de nasjonale utslippene, men andelen vil være større i dag fordi utslippene fra industrien er redusert. Utlekking fra forurenset grunn førte til utslipp av omkring 23 tonn PAH, mens impregnering av trevirke medførte utslipp av ca. 14 tonn PAH i 2007. Statistisk sentralbyrå har anslått at det var store mengder kreosotimpregnert trevirke på avveie i 2007. Endelig ble PAH-utslipp fra veitrafikk anslått til ni tonn i 2007².

Forhøyde nivåer av PAH har blitt påvist blant annet i fjorder og innsjøer nær aluminiumsverk og i grunn ved impregneringsverk. Mattilsynet har gitt kostholdsråd om inntak av skjell fra en rekke fjorder og havneområder som følge av høye PAH-nivåer i skjellene³.

PAH er en kompleks blanding av flere hundre stoffer, som alle er karakterisert ved at de består av to eller flere koblede benzenringer. PAH-forbindelser brytes ned i ulik grad og vil akkumulere i virvelløse dyr. Flere PAH-forbindelser er meget giftige for både landlevende og akvatiske organismer³ og kan påvirke reproduksjon, hormonregulering og immunforsvar samt forårsake kreft hos fisk. Eksponering av mennesker for PAH kan føre til helseskader som nedsatt immunforsvar, genetiske skader, reproduksjonsskader, arteriosklerose og kreft. Nasjonalt folkehelseinstitutt angir ingen nedre grense for kreftfremkallende effekt av PAH. Eksponering for PAH bør derfor holdes så lav som mulig¹².

Byggteknisk forskrift stiller krav til maksimalt partikkelutslipp fra nye lukkede ildsteder for vedfyring. Effektiv forbrenning og lave partikkelutslipp gir også lavere utslipp av PAH. En rekke kommuner har innført tilskuddsordninger for å stimulere til utskifting av eldre ildsteder. Det er innført forbud mot kreosot og en rekke PAH-forbindelser i produktforskriften. Forbudet gjelder ikke impregnering av treverk til ulik næringsvirksomhet der dette er nødvendig av hensyn til sikkerhet for arbeidstakere, for eksempel telefon- og elektrisitetsstolper. Kreosot er også tillatt brukt i jernbanesviller, til inngjerding for landbruksformål og i havner og vannveier. Forbudet gjelder heller ikke omsetning og gjenbruk av brukt trevirke som er behandlet med kreosot før 1. juli 2003. Det er innført forbud mot bruk av PAH i dekk fra og med 1. januar 2010. Kreosotimpregnert trevirke er klassifisert som farlig avfall. Byggteknisk forskrift stiller krav til avfallsplan og miljøsanering ved rehabilitering og riving av byggverk. PAH er omfattet av protokollen for langtransport av persistente organiske stoffer under LRTAP-konvensjonen og er prioritert for tiltak under OSPAR-konvensjonen.

4.3.2 Heterosykliske aromatiske hydrokarboner

Heterosykliske forbindelser, som nitro-PAH, er tilsvarende polysykliske organiske molekyler, men hvor ringen(e) inneholder minst ett annet atom enn karbon, for eksempel nitrogen. Nitro-PAH dannes ved forbrenning av fossilt brensel, eller ved at PAH reagerer med nitrogen i luften.

Nitro-PAH eller andre heterosykliske forbindelser er ikke oppført på prioritetslisten. Klima- og forurensningsdirektoratets utslippsstatistikk omfatter derfor ikke utslipp av slike stoffer.

Utslipp fra trafikk, og særlig dieselkjøretøy, er trukket frem som en eksponeringskildekilde i urbane strøk. De høyeste nivåene av nitro-PAHer er generelt funnet i innendørs luftprøver og i trafikkrelaterte prøver^{13, 14}. Ulike nitro-PAH forbindelser kan være arvestoffskadelig og/eller kreftfremkallende.

4.4 Klorerte organiske stoffer

4.4.1 1,2-dikloretan (EDC)

1,2 dikloretan (EDC) er et klororganisk stoff som brukes ved produksjon av vinylklorid monomer (VCM), som igjen brukes i produksjon av PVC-plast. I Norge er det kun én kilde av betydning, med i hovedsak diffuse utslipp av litt over åtte tonn i 2009².

EDC er giftig og kreftfremkallende, men bioakkumuleres ikke. Kroniske skader på lever og nyrer i dyr er påvist etter innånding. I tillegg er stoffet irriterende for øyne, luftveier og hud³. EDC omfattes av OSPAR-konvensjonen.

4.4.2 Dibenzo-p-dioksiner og dibenzofuraner (dioksiner)

Dibenzo-p-dioksiner og dibenzofuraner omtales gjerne med en fellesbetegnelse for dioksiner fordi de har relativt like egenskaper og virkningsmekanismer. Stoffgruppene omfatter over hundre ulike forbindelser med ulik grad av klorering. Dioksiner kan produseres under forbrenningsprosesser hvis det er klor til stede.

Metallindustri og avfallsforbrenning var tidligere de største utslippskildene for dioksin til luft. I dag er det diffuse utslipp som har størst betydning for de nasjonale utslippene. Klima- og forurensningsdirektoratet har anslått at dioksinutslipp fra vedfyring i husholdninger og båter/skip var henholdsvis 14 gram og 5 gram i 2007¹. Samlede industriutslipp i 2009 var 1,3 gram hvorav den største enkeltkilden slapp ut 0,3 gram². Til sammenligning ble mengden dioksiner som ble transportert til Norge via atmosfæren anslått til i overkant av 20 gram i 2007. Mengden dioksin beregnes her som gram toksisitetsekvivalenter (TEQ).

I Norge er de høyeste dioksinkonsentrasjonene funnet i Grenlandsfjorden som et resultat av tidligere magnesiumproduksjon på Herøya (nå nedlagt). Nivåene synker langsomt og gir fortsatt grunnlag for kostholdsråd i området³.

Dioksiner er eksepsjonelt giftig for noen organismer, som fiskelarver og marsvin, men er ikke like akutt giftig for mennesker. I dyreforsøk er det vist at eksponering for relativt lave konsentrasjoner av dioksiner på fosterstadiet kan føre til reproduksjonsforstyrrelser og nedsatt immunforsvar senere i livet. Noen dioksiner er kreftfremkallende og/eller hormonforstyrrende. Den viktigste eksponeringskilden for dioksiner er via fisk og animalsk fett i matvarer. I Norge er de viktigste kildene i kosten fet og halvfet fisk, skalldyr og meieriprodukter. Ettersom dioksiner har effekt ved svært lave konsentrasjoner har grenseverdier for akseptable konsentrasjoner i mat eller fôr blitt tilsvarende lave. Spesielt utsatte grupper kan overstige grensene for tolerabelt inntak, for eksempel personer som spiser mye fet fisk, torskelever, krabbe og/eller måsegg, eller som inntar fisk eller skalldyr fra forurensede områder på tross av innførte kostholdsråd. Det er anslått at opp mot 20 prosent av befolkningen kan være eksponert for dioksin over tolerabelt inntak¹².

Dioksiner er omfattet av Stockholm-konvensjonen, av protokollen for persistente organiske stoffer under LRTAP-konvensjonen og prioritert for tiltak i OSPAR-konvensjonen. Sjøfartsdirektoratet har foreslått strengere krav til utslipp til luft fra skip i MARPOL-konvensjonen. Byggteknisk forskrift stiller krav til maksimalt partikkelutslipp fra nye lukkede ildsteder for vedfyring. Kravene reduserer ikke utslippene av dioksiner direkte, men ettersom nye ildsteder har bedre virkningsgrad enn eldre ildsteder behøves mindre brensel for å oppnå samme varmeavgivelse.

4.4.3 Heksaklorbenzen (HCB)

Klima- og forurensningsdirektoratet har anslått utslippene av HCB til omkring åtte kilo i året, hovedsakelig som små utslipp fra industri eller avfallsforbrenningsanlegg.

Det er funnet forhøyde konsentrasjoner av HCB i sediment og fisk nær enkelte industrikilder, for eksempel i Frierfjorden³.

HCB er tungt nedbrytbart i vann, jord og luft og bioakkumuleres. Stoffet er klassifisert som giftig for akvatiske organismer og kan forårsake uønskede langtidsvirkninger i vannmiljøet. HCB kan forårsake kreft. Kronisk eksponering kan føre til skader på sentralnervesystemet, lever, lunger og milt³.

Heksaklorbenzen er forbudt internasjonalt via Stockholm-konvensjonen, omfattet av protokollen for persistente organiske stoffer under LRTAP-konvensjonen, omfattet av Rotterdam-konvensjonen og er prioritert for tiltak i OSPAR-konvensjonen.

4.4.4 Klorerte alkylbenzener (KAB, målt som EOCl)

KAB er tungt nedbrytbart, akkumuleres i og er giftig for akvatiske organismer. Den eneste kjente utslippskilden av KAB i Norge slipper ut omkring 0,02 tonn i året². På grunn av utslippene ble KAB funnet i sediment, fisk, blåskjell og krabber i Kristiansandsfjorden på 1980-tallet. Tilførslene til Kristiansandsfjorden er nå redusert. Det er ikke målt KAB andre steder i Norge³.

4.4.5 Klorparafiner, kortkjedete (C10 – C13; SCCP)

Bruk av kortkjedede klorparafiner i Norge er opphørt og nåværende norske utslipp antas å være små. Det kan finnes utslipp via sigevann fra deponier som følge av tidligere bruk i produkter som maling, rustbeskyttelse og smøremidler, eller som mykner og brannhemmer¹. Kortkjedete klorparafiner er også påvist i fugelim i isolerglassruter som ble produsert i perioden 1976 til 1986¹⁵.

Kortkjedete klorparafiner er funnet i luft, vann, akvatiske organismer, matvarer og morsmelk. Kortkjedete klorparafiner er påvist i sedimenter i Barentshavet, i ferskvannsfisk på Bjørnøya og i luft i arktiske områder³. Inntak via mat vil trolig være den viktigste eksponeringsveien for mennesker, men tilstedeværelse i inneluft og husstøv kan også være av betydning¹⁶.

Kortkjedete klorparafiner er meget giftige for akvatiske organismer. Stoffene er tungt nedbrytbare og bioakkumuleres. Akkumuleringen er størst ved lang kjedelengde og høy kloreringsgrad.

Bruk av stoffblandinger og produkter med innhold av kortkjedete klorparafiner er forbudt i Europa. Kortkjedete klorparafiner er omfattet av protokollen for persistente organiske stoffer under LRTAP-konvensjonen og foreslått inkludert i Stockholm-konvensjonen. Byggteknisk forskrift stiller krav til avfallsplan og miljøsanering ved rehabilitering og riving av byggverk.

4.4.6 Klorparafiner, mellomkjedete (C14 – C17; MCCP)

Utslipp av mellomkjedete klorparafiner er først og fremst knyttet til bruk som mykner eller brannhemmer i polyester og PVC plast, tette- og fugematerialer, maling eller i smøremidler til metallbearbeiding. Mellomkjedete klorparafiner brukes antagelig ikke i norsk produksjon, men forekommer i importerte produkter. Basert på en antagelse om at norsk omsetning tilsvarer omsetningen generelt i Vest-Europa vil årlig norsk bruk av mellomkjedete klorparafiner i produkter tilsvare rundt 540 tonn¹. Det er også påvist mellomkjedete klorparafiner i fugelim i isolerglassruter som ble produsert i perioden 1976 til 1986¹⁵.

Mellomkjedete klorparafiner er påvist i sigevann og avløpsvann³ og i stikkprøver av sedimenter nær skipsverft og skraphandleranlegg.

Mellomkjedete klorparafiner er tungt nedbrytbare stoffer som bioakkumuleres. Stoffene er klassifisert som meget giftige for akvatiske organismer. Det er begrensede kunnskaper om virkningsmekanismene for disse stoffene. Inntak via mat vil trolig være den viktigste eksponeringsveien for mennesker, men tilstedeværelse i inneluft og husstøv kan også være av betydning¹⁶.

Det er ikke iverksatt virkemidler mot bruk av mellomkjedete klorparafiner i produkter, men stoffene har vært prioritert for utfasing av norske myndigheter. Byggteknisk forskrift stiller krav til avfallsplan og miljøsanering ved rehabilitering og riving av byggverk.

4.4.7 Pentaklorfenol (PCP)

Pentaklorfenol ble tidligere brukt som treimpregneringsmiddel, beskyttelsesmiddel mot insekter og slimbekjempningsmiddel i papirindustrien³. Bruk av pentaklorfenol i produkter opphørte før 1995. Pentaklorfenol kan forekomme i importerte produkter fra land utenfor EØS-området, men mengdene er ikke kjent¹.

Det er ikke registrert utslipp av betydning i Norge de siste årene. Stoffet fordamper lett og transporteres gjennom atmosfæren. Det avsettes trolig en del PCP i norsk miljø som følge av langtransport. I Arktis er PCP funnet i luft, ferskvann, sjøvann, is og fisk³.

Pentaklorfenol er meget giftig ved innånding, hudkontakt og svelging. Stoffet er tungt nedbrytbart og bioakkumuleres. Pentaklorfenol er kreftfremkallende, gir leverskader, samt skader på nervesystem og immunsystem. Pentaklorfenol har også vist seg å kunne påvirke utviklingen av nervesystemet hos nyfødte.

Produktforskriften inneholder forbud mot pentaklorfenol i konsentrasjoner over 0,1 vektprosent. Tekstiler og lær skal ikke innholde mer enn 5 ppm av stoffet. Stoffet er også forbudt som biocid. Pentaklorfenol er omfattet av Rotterdam-konvensjonen og har blitt foreslått inkludert i protokollen for persistente organiske stoffer under LRTAP-konvensjonen.

4.4.8 Polyklorerte bifenyler (PCB)

Polyklorerte bifenyler (PCB) forekommer stort sett i blandinger av opptil to hundre strukturelt ulike stoffer (kongenere) som har ulikt antall og ulik plassering av kloratomer. Bruk av PCB ble forbudt i Norge i 1980. Stoffet ble tidligere brukt i blant annet transformatorer, kondensatorer, fugemasser, isolerglassruter og elektriske og elektroniske produkter, visse typer papir, lim, maling, murpuss, betong og asfalt¹⁷.

De viktigste kjente nasjonale kildene for gjenværende PCB er bygninger fra perioden 1940-1980, forurensede masser og sedimenter og olje i strømgjennomføringer og små kondensatorer (i blant annet lysarmatur og hvitevarer). Totalt regner man med at det finnes om lag 180 tonn gjenværende PCB i eksisterende bygningsmasse¹. Figur 4.1 viser fordeling av gjenværende PCB i bygg og anlegg per 2008 og forventet tid for utfasing av PCB i stående bygningsmasse. Slik figuren viser vil PCB fortsatt utgjøre et avfallsproblem i flere tiår fremover. Endret klima med større nedbørsmengder og regn kan øke utlekkingen av PCB fra bygg, men omfanget er usikkert. Langtransport via luft er en viktig spredningsvei for PCB, også i global målestokk. I områder med kaldt klima vil forbindelsene kondensere og avsettes.

Nivåene av PCB i miljø og i mennesker er på vei ned i den vestlige verden, men det finnes betydelige mengder i miljøet til tross for at produksjon og bruk ble forbudt internasjonalt for 30 år siden. Over halvparten av kostholdsrådene i norske fjorder skyldes høye PCB-nivåer, blant annet i torskelever. Mattilsynet har gitt et generelt kostholdsråd om å begrense inntak av fiskelever fra saltvannsfisk, samt innført kostholdsråd for enkelte fiskearter i Mjøsa. Såkalte dioksinliknende PCB bidrar i stor grad til den samlede dioksinbelastningen i Mattilsynets og Nasjonalt folkehelseinstitutts risikovurderinger. I Arktis er det funnet forhøyde PCB-nivåer i arter på toppen av næringskjeden, som polarmåke, polarrev og isbjørn, samt i rovfuglegg³. Det er funnet PCB i inneluft, blant annet i danske boliger, skoler og barnehager. Noen målinger hadde verdier som lå 1000 ganger høyere enn bakgrunnsnivået²⁰.

PCB er tungt nedbrytbart, har høy fettløselighet og biomagnifiseres. Ettersom PCB biomagnifiseres er mennesker og rovdyr spesielt utsatt. PCB kan overføres til neste generasjon via opplagsnæring i egg, via morkaken til fosteret og via morsmelk til spedbarn. Opptak hos mennesker skjer hovedsakelig gjennom næringsinntak. Høykonsumenter av for eksempel fet fisk og marine pattedyr er særlig utsatt¹². Mange PCBer eller metabolitter av PCBer er såkalte hormonforstyrrende stoffer på grunn av likheter i den kjemiske struktur med hormoner og fordi de kan påvirke enzymene som er involvert i hormon-metabolisme. Eksponering for PCB kan føre til svekket immunforsvar og kan skade nervesystemet, gi leverkreft, skade forplantningsevnen og fosteret og ha negativ innvirkning på menneskets læringsevne og utvikling^{3, 12}. Selv i lave konsentrasjoner har PCB kroniske giftvirkninger både for landlevende og akvatiske organismer. PCB har blitt knyttet til reproduksjonsforstyrrelser hos sjøpattedyr, blant annet ringsel i Østersjøen.

PCB er forbudt internasjonalt gjennom Stockholm-konvensjonen, omfattes av protokollen for langtransport av persistente organiske stoffer under LRTAP-konvensjonen og Rotterdam-konvensjonen. I Norge er det satt frister for utfasing av ulike PCB-holdige produkter. For PCB-holdige lysarmaturer gikk fristen for utfasing ut henholdsvis 1. januar 2008 for innvendige armaturer og 1. juli 2008 for utvendige armaturer. For PCB-holdige strømgjennomføringer var fristen for utfasing 1. januar 2010. Det er innført returordninger for PCB-holdige isolerglassruter. I dag samles kasserte PCB-holdige ruter for destruksjon i regi av Ruteretur. Det er betydelig usikkerhet knyttet til hvor mye PCB de innsamlede vinduene tilsvarer, men mengden er anslått til omkring to til tre tonn ren PCB²¹. Byggteknisk forskrift stiller krav til avfallsplan og miljøsanering ved rehabilitering og riving av byggverk. Avfall med over 50 mg/kg PCB er definert som farlig avfall.

4.4.9 Triklorbenzen (TCB)

Triklorbenzen (TCB) ble tidligere brukt som løsemiddel for farger til tekstilfarging, som korrosjonshindrende middel og som tilsetningsstoff til PCB i transformatorer og store kondensatorer³. I 2007 ble det brukt ca. 0,4 tonn av TCB i forskningslaboratorier, hvorav Klima- og forurensningsdirektoratet har anslått at ca. 0,1 tonn ble sluppet ut til miljøet¹. Mindre utslippskilder kan være husholdninger, forbrenningsanlegg og industri.

TCB kan transporteres med luftstrømmer. Det foreligger lite data om forekomst av TCB i luft, vann og jord i Norge³. TCB er akutt og kronisk giftig for akvatiske organismer, persistent og bioakkumuleres. Det er innført et europeisk forbud mot TCB.

4.4.10 Tetrakloreten (PER)

PER brukes til tekstilrensemiddel (31 tonn i 2007) og metallavfetting (5 tonn i 2007). Stoffet importeres fra utenlandske produsenter til bruk i norske renserier.

Utslippene av PER ble anslått til 36 tonn i 2007¹. Anslagene kompliseres av at det ble omsatt store mengder PER før stoffet ble avgiftsbelagt i 2000 og at disse lagrene fortsatt benyttes. En antatt utslippsreduksjon skyldes at mange renserier har skiftet ut gamle PER-maskiner med nye lukkede tekstilrensemaskiner eller gått over til alternative rensemetoder. I følge renseribransjen er det grunn til å tro at alle PER-maskinene vil være skiftet ut innen 2020. PER-holdig avfall er klassifisert som farlig avfall. Statistisk sentralbyrå har anslått at det var 137 tonn slikt avfall på avveie i 2007¹. Informasjon fra renseribransjen tyder på at dette anslaget er for høyt.

Lokale kilder har antakelig størst betydning for forekomst i Norge, men atmosfærisk langtransport kan forekomme. PER er kreftfremkallende og giftig for akvatiske organismer. PER kan påvirke det sentrale nervesystemet, føre til døsighet og svimmelhet, og irritere huden³.

Det ble innført avgift på omsetning av PER i 2000. Avgiften betales dersom andelen PER er over 0,1 vektprosent av produktets totale vekt og øker med produktets innhold av stoffet. Det er forbudt å omsette produkter som inneholder mer enn 0,1 vektprosent PER til vanlige forbrukere.

4.4.11 Trikloreten (TRI)

TRI er et flyktig stoff som brukes i metallavfettingsmidler, lim og enkelte andre produkter. TRI produseres ikke i Norge, men importeres.

Klima- og forurensningsdirektoratet har anslått utslippene av TRI til omkring 36 tonn i 2007. Hovedkilden er antatt å være bruk som metallavfettingsmiddel (31 tonn). Bruk i lim og andre produkter stod for de resterende utslippene¹.

Det er ikke data for forekomst av TRI i miljøet i Norge³. TRI er kreftfremkallende og kan skade arvestoffet. Det kan påvirke det sentrale nervesystemet, gi døsighet og svimmelhet, og irritere huden og øynene. Stoffet er tungt nedbrytbart og skadelig for akvatiske organismer.

TRI ble avgiftsbelagt i 2000. Avgiften betales dersom andelen TRI er over en vektprosent og øker med produktets innhold av stoffet. Samme år ble det også innført en refusjonsordning for levering av TRI holdig avfall. Refusjonsbeløpet i 2010 er på 25 kr/kg TRI. Det er forbudt å omsette produkter som inneholder mer enn 0,1 vektprosent TRI til vanlige forbrukere.

4.5 Bromerte organiske stoffer

Bromerte organiske stoffer er en fellesbetegnelse på organiske stoffer som inneholder brom bundet til et karbonskjelett. Det viktigste bruksområdet er som flammehemmere. Under sterk varmepåvirkning frigis bromradikaler som stopper kjedereaksjonen i forbrenningsprosessen. Det finnes i dag omkring 70 ulike bromerte flammehemmere på markedet²². De forskjellige stoffene har svært ulike egenskaper i forhold til fordeling, akkumulering og effekter. Ingen av stoffene fremstilles i Norge.

Beregnet bruk av fem prioriterte bromerte flammehemmere var 450 tonn i 2007. Av dette utgjorde TBBPA 293 tonn, deka-BDE 114 tonn og HBCD 43 tonn. Bruk av bromerte flammehemmere i elektronikk ble anslått til å utgjøre 340 tonn, mens bruk i transportmidler ble anslått til 65 tonn. Bruk i byggematerialer ble anslått til å utgjøre 45 tonn i 2007¹. Plastbaserte isolasjonstyper som kan inneholde bromerte flammehemmere er cellegummi til isolasjon rundt rør, og polyetylenmatter til bruk for kuldeisolasjon i tunneler. Produktene tilføres det norske markedet via import.

Utslipp fra produkter med de fem bromerte flammehemmerne på myndighetenes prioritetsliste; penta-, okta- og deka-bromerte difenyletere (PBDE), heksabromsyklododekan (HBCD, også forkortet HBCDD) og tetrabrombisfenol A (TBBPA) ble anslått av Klima- og forurensningsdirektoratet til 2,4 tonn i 2007. Dette innebærer at utslippene ble mer enn femdoblet fra 1995 til 2007¹. Den største kilden er antatt å være faste bearbeidede produkter. Andre antatte utslippskilder er kommunalt avløp, anlegg for nedmaling av metallholdig avfall (shredderanlegg) og sigevann fra avfallsdeponier²³. Produksjon av isolasjonsmaterialer for eksport medførte anslåtte utslipp av HBCD til vann på 0,4 kilo i 2008². Statistisk sentralbyrå har anslått at omkring 1 000 tonn plast fra elektrisk avfall med innhold av bromerte flammehemmere var på avveie i 2007¹. I dag leveres hoveddelen av isolasjonsplater og cellegummiavfall sammen med restavfallet fra bygg- og anleggsplasser til tross for at dette kan være farlig avfall¹⁵.

I Norge er det funnet til dels høye nivåer av bromerte stoffer i blant annet fisk i Mjøsa og i sedimenter og marine organismer ved Ålesund²⁴. Det er også funnet bromerte forbindelser i blodprøver fra mennesker og i morsmelk²⁵. Eksponering for PBDE skjer hovedsakelig via husstøv, avdampning fra elektrisk utstyr og via næringsinntak. Fordelingen mellom disse kildene er ikke klarlagt, men mye tyder på at PBDE-innhold i husstøv kan være av stor betydning¹².

I en fersk undersøkelse ble det analysert for 14 nye bromerte flammehemmere i lodde, ærfugl, polarlomvi, krykkje, ringsel, fjellrev, og isbjørn på Svalbard. Forbindelsen TBB (tetrabrombenzoat) ble påvist i alle artene, mens forbindelsene BEHTBP (tetrabromftalat) ble funnet i fem av sju arter. Dette viser at stoffene langtransporteres. En sammenligning av fettvektskonsentrasjonene av TBB og BEHTBP mellom artene indikerte at TBB kan biomagnifiseres, mens BEHTBP ikke ser ut til å ha denne egenskapen. Tre andre stoffer; BTBPE (tribromfenoksyetan), DBDPE (dekabromdifenyletan) og TBP (tribromfenol), ble påvist i prøvene, men i lavere konsentrasjoner^{26, 27}. En rekke av stoffene er påvist i Arktis.

Penta-BDE er tungt nedbrytbart, bioakkumuleres og er hormonforstyrrende. Stoffet er derfor klassifisert som helseskadelig og miljøskadelig. Okta-BDE er klassifisert som reproduktivitetstoksisk og fosterskadelig. Deka-BDE kan gi skade på nervesystemet. Deka-BDE kan brytes ned til de mer giftige forbindelsene, for eksempel okta-BDE. HBCD er tungt nedbrytbart, akkumuleres i og er giftig for akvatiske organismer. TBBPA er også tungt nedbrytbart og er hormonforstyrrende. TBBPA kan trolig brytes ned til bisfenol A i miljøet³.

For mange bromerte flammehemmere er det lite kunnskap om giftighet, økotoksisitet og eventuelle hormonforstyrrende effekter. Det er nylig utarbeidet en rapport som samlet tilgjengelig vitenskapelig informasjon om 21 nye bromerte forbindelser. 12 av de 21 undersøkte forbindelsene, samt ytterligere to forbindelser, ble vurdert som aktuelle for videre undersøkelser og overvåking i norsk miljø²⁸.

Det ble innført forbud i produktforskriften mot penta-BDE og okta-BDE i 2002 og mot deka-BDE i 2008. Forbindelsene er omfattet av Stockholm-konvensjonen. Penta-BDE og okta-BDE er dessuten omfattet av protokollen for persistente organiske miljøgifter under LRTAP-konvensjonen. HBCD er foreslått innlemmet i Stockholm-konvensjonen og LRTAP-konvensjonen, samt foreslått regulert i EUs kjemikalieforordning (REACH). Produkter med innhold av over 0,25 vektprosent av de fem prioriterte bromerte flammehemmerne klassifiseres som farlig avfall. Det er innført produsentansvar og returordninger for elektronikk og kasserte kjøretøy. I forbindelse med avfallshåndtering av elektronikk stilles det krav til utsortering av kretskort og plast som kan inneholde bromerte flammehemmere. For kjøretøy stilles ikke tilsvarende krav. Byggteknisk forskrift stiller krav til avfallsplan og miljøsanering ved rehabilitering og riving av byggverk.

4.6 Perfluorerte organiske stoffer

Perfluorerte organiske forbindelser (PFC) er en stoffgruppe som består av flere hundre stoffer. De fleste PFCer har både lipofile og hydrofile (vann- og fettavvisende) egenskaper og brukes derfor særlig til å danne glatte overflater som er vann-, fett- og smussavvisende. Noen av stoffene virker også flammehemmende²⁹. Det er ikke produksjon av perfluorerte stoffer i Norge. Stoffene tilføres det norske markedet via importerte kjemiske og faste bearbeidede produkter. Kunnskapen om de ulike stoffenes bruksområder og mengder er sterkt varierende og det er begrenset kunnskap for mange forbindelser. Noen forhold er likevel klare i forhold til antatt viktige brukesområder for perfluorerte forbindelser (tabell 4.1).

To av de perfluorerte stoffene, PFOS (perfluoroktylsulfonat) og PFOA (perfluoroktylsyre), står på myndighetenes prioritetsliste. Oppmerksomhet på egenskapene til PFOS og PFOA har ført til økt bruk av andre perfluorerte forbindelser (boks 4.2).

Det er funnet perfluorerte forbindelser i sigevann fra avfallsdeponier og i kommunalt avsløpsvann^{31, 32}. Langtransportert tilførsel av PFOA er tidligere anslått å utgjøre mellom 130 og 380 kilo i året³³. Til sammenligning er utslipp fra produkter anslått å utgjøre omkring 15 kilo i året, fordelt på produktgrupper som tepper, maling og lakk. Årlig bruk av PFOA i produkter er anslått til 23 kilo. Usikkerheten i tallmaterialet er svært stor¹. Nasjonale punktutslipp av PFOS antas å ha opphørt og lagre med PFOS-holdig brannskum er fjernet (men se kapittel 8.2). Tidligere bruk av PFOS i brannskum har imidlertid ført til høye konsentrasjoner av PFOS i grunn og sedimenter, blant annet ved brannøvingsfelt. I en undersøkelse fra 2008 ble det påvist svært høye konsentrasjoner av PFOS i jord rundt fire brannøvingsfelter³⁴.

Ulike perfluorerte forbindelser er påvist i betydelige konsentrasjoner i det nordiske miljø, blant annet i topp-predatorer i ferskvann og marint miljø³². Stikkprøver har vist høye verdier av ulike perfluorerte forbindelser i reker i Barentshavet, lever fra abbor, torskelever fra Oslofjorden og arktisk sjøfugl²⁴. Det er nylig gjort en kartlegging av forekomst og nivåer av organiske miljøgifter i landlevende pattedyr, som rein, hjort, elg, rødrev, jerv, brunbjørn og gaupe. Konsentrasjonene av de perfluorerte forbindelsene overskred de tilsvarende nivåene av andre miljøgifter³⁷. I en undersøkelse fra 2008 ble flyktige perfluorerte forbindelser påvist i åtte av ti luftprøver fra byområder. 8:2 FTOH dominerte i alle prøvene. Prøvene tatt innendørs var opptil 100 ganger høyere kontaminert sammenliknet med utendørsprøvene. PFOS ble også funnet i alle prøvene¹³.

Eksponering for perfluorerte stoffer vil forekomme gjennom mat, inneluft, støv og drikkevann. I motsetning til de fleste andre kjente organiske miljøgifter, som akkumuleres i fettvev, bindes perfluorerte stoffer hovedsakelig til proteiner og akkumuleres i lever og blod¹².

PFOS kan være skadelig for reproduksjon og er kreftfremkallende hos pattedyr. PFOS er giftig for akvatiske organismer. Stoffet kan binde seg til proteiner i blodet og kan akkumuleres i kroppen, først og fremst i lever. PFOS er tungt nedbrytbart, langtransporteres og er påvist i fugl, sjøpattedyr, landlevende og marine organismer, samt i mennesker over hele verden. Perfluoroktylsyre (PFOA) er giftig, kreftfremkallende og reproduksjonsskadelig hos pattedyr. Det er høyest konsentrasjoner av stoffet i fiskespisende rovdyr på toppen av næringskjeder. PFOA er tungt nedbrytbart og gjenfinnes også i miljøet og i mennesker over hele verden³³. Metabolisering av 8:2 FTOH i rotte gir PFOA, noe som indikerer at funn av PFOA i humant blod kan skyldes eksponering for flyktige FTOH forbindelser. 8:2 FTOH er også mistenkt for å kunne ha kreftfremkallende og reproduksjonsskadelige egenskaper²⁹. For de fleste perfluorerte forbindelser er det begrenset kunnskap om eksponering og skadevirkninger på helse og/eller miljø. Lengden av de perfluorerte karbonkjedene og typen funksjonell gruppe i enden av molekylet vil påvirke helse- og/eller miljøegenskapene²⁹. Evnen til å bioakkumuleres synes å øke med lengden av karbonkjeden. Erstatning av langkjedede stoffer med mer kortkjedede varianter kan derfor medføre redusert miljørisiko³⁵.

PFOS ble forbudt brukt i brannskum, tekstiler og impregneringsmidler fra og med 1. juli 2007. PFOS er videre tatt inn i Stockholm-konvensjonen og protokollen for langtransport av persistente organiske stoffer under LRTAP-konvensjonen. PFOS har vært på listen over prioriterte stoffer i OSPAR-konvensjonen siden 2003. PFOS er fremdeles tillatt brukt i galvanobransjen, som skumdemper ved forkromming, og til fotografisk belegg til film, papir og trykksaker. PFOA har lenge vært et prioritert stoff for norske myndigheter, men det er så langt ikke innført restriksjoner mot stoffet. USAs miljømyndigheter har inngått en frivillig avtale med industrien om at utslippene av PFOA fra produksjon og produkter skal reduseres med 95 prosent innen 2010 og 100 prosent innen 2015.

4.7 Alkylfenoler

4.7.1 Generelt om alkylfenoler

Alkylfenoler er molekyler som består av en benzenring med en karbonkjede. Stoffene er ikke like tungt nedbrytbare som klorerte, bromerte og fluorerte stoffer (halogenerte stoffer), men mange alkylfenoler har vist seg blant annet å ha hormonforstyrrende effekter.

4.7.2 Dodecylfenol med isomerer (DD-fenoler)

Data fra Produktregisteret viser at det ble brukt 0,5 tonn i 2007, trolig hovedsakelig i importert maling og lakk og som tilsetningsstoff i brensel og smøremidler¹. Den reelle bruken kan være høyere da innhold i importerte faste bearbeidede produkter ikke registreres. Utslipp av dodecylfenol og dets isomerer (DD-fenoler) er ikke kjent. DD-fenoler er lite nedbrytbare, bioakkumuleres og er giftige for akvatiske organismer³. Det er ikke iverksatt utslippsreduserende tiltak for DD-fenoler.

4.7.3 Nonylfenoler og oktylfenoler og deres etoksilater

Nonylfenoletoksilater og oktylfenoletoksilater er overflateaktive stoffer som tilsettes produkter som maling, lakk og rengjøringsmidler. Det ble benyttet 55 tonn nonylfenol og oktylfenol til maling og lakkprodukter i 2007. Dette tilsvarte omkring 80 prosent av den totale nasjonale bruken¹. Importerte plastprodukter, tekstiler og smøreoljer kan også inneholde stoffene³⁸.

Utslippene av nonylfenoler og oktylfenoler i 2007 ble anslått til i underkant av to tonn av Klima- og forurensningsdirektoratet. Stoffene tilføres miljøet i hovedsak via kommunalt avløpsvann og sigevann fra avfallsdeponier¹. Nivåene i avløpsvann kan trolig forklares med innhold av stoffene i importerte tekstiler som håndklær og t-skjorter, som fremdeles er tillatt^{39, 40}.

Nonylfenoletoksilater og oktylfenoletoksilater brytes raskt ned til nonylfenoler og oktylfenoler. Disse stoffene har hormonforstyrrende effekter på fisk og kan gi skade på foster og forplantningsevne hos pattedyr³.

Det er innført forbud mot nonylfenol og oktylfenol i produktforskriften. Forbudet gjelder ikke maling, lakk, smøreolje og faste bearbeidede produkter, som for eksempel tekstiler.

4.7.4 2,4,6 tri-tert-butylfenol (TTB-fenol)

Det registrerte forbruket i Produktregisteret har ligget stabilt på om lag ett tonn i året de siste årene, men tallene er usikre. TTB-fenol brukes for eksempel som tilsetningsstoff i brensel, drivstoff og smøreoljer¹. Utslipp av TTB-fenol er ikke kjent i Norge. TTB-fenol er lite nedbrytbart, bioakkumulerende og giftig for akvatiske organismer³.

4.7.5 Andre alkylfenoler

Petroleumsvirksomhet fører til utslipp av alkylfenoler via produsert vann, det vil si vann som følger med olje og gass opp fra reservoaret.

I 2008 ble utslippene av alkylfenoler i produsert vann anslått til 325 tonn for alkylfenoler med ett til tre karbonatomer i kjeden, 12 tonn for alkylfenoler med fire eller fem karbonatomer i kjeden og 0,2 tonn alkylfenoler med seks til ni karbonatomer i kjeden¹¹.

Det er gjort omfattende studier av utslipp av alkylfenoler fra produsert vann som viser at de kan være reproduksjonsforstyrrende hos fisk⁴¹ og det er resultater som tyder på østrogeneffekter hos fisk nær plattformer⁴².

4.8 Tilsetningsstoffer og råmaterialer i plast

4.8.1 Bisfenol A

Bisfenol A produseres ikke i Norge, men inngår som en polymeriserbar komponent i produkter som maling, lakk, fugefrie gulv og tannfyllingsmaterialer, innvendig lakk i hermetikkbokser og som restmonomer i importerte plastprodukter. Epoksy resin, som dannes ved reaksjon mellom bisfenol A og epiklorhydrin, brukes i norsk malingproduksjon. Registrert bruk i produktregisteret i 2007 var 28 tonn. Det antas at reell innførsel er høyere fordi restpolymer i importerte faste bearbeidede produkter ikke er inkludert.

Utslippene av bisfenol A i Norge er ikke kartlagt¹. Stikkprøver i Norge har påvist bisfenol A blant annet i slam og sedimenter fra Mjøsa, Drammenselva, indre Drammensfjord og i sedimenter langs kysten. Stoffet er også funnet i fisk i de samme områdene og i blåskjell og torsk langs kysten^{3, 43}. Da stoffet er relativt lett nedbrytbart indikerer høye nivåer i miljøet at det er pågående utslipp av et ikke ubetydelig omfang.

Utslipp eller forbrukereksponering for bisfenol A kan skje dersom restmonomerer er tilgjengelig i produkter. Dette varierer i ulike produkter på markedet. Utlekking av restmonomer fra plastprodukter som kan suges på, for eksempel tåteflasker og smokker, vil føre til at barn eksponeres. Det er vist at bisfenol A-monomer kan lekke ut fra resinbaserte tannfyllinger, som i stor grad erstatter kvikksølvholdige amalgam. På tross av at bisfenol A er vist å være et svakt østrogen antas konsentrasjonen i spytt å være så lav at risikoen for østrogen aktivitet fra bisfenol A-baserte resiner på kort sikt vil være ubetydelig. Mulige langtidsvirkninger er ikke klarlagt⁴⁴.

Bisfenol A har østrogene egenskaper og resultater fra en rekke studier tyder på at stoffet er hormonforstyrrende, utviklings- og reproduksjonsskadelig. Bisfenol A brytes forholdsvis lett ned i vann og akkumuleres i begrenset grad i akvatiske organismer³. Eksponering for konsentrasjoner som kan forekomme i miljøet er funnet å kunne gi skadevirkninger på sensitive organismer som amfibier, krepsdyr og skjell. Fisk påvirkes først ved høyere konsentrasjoner⁴⁵.

Bisfenol A har vært et prioritert stoff for norske miljømyndigheter. Foreløpig er det kun innført forbud mot stoffet i kosmetikk. Danmark har fra og med 1. juli 2010 innført et midlertidig forbud mot bisfenol A i matvareemballasje rettet mot barn opp til tre års alder⁴⁶. Som følge av den danske beslutningen har EU-kommisjonen bedt EFSA, EUs mattrygghetsorgan, om en hastevurdering av de vitenskapelige argumentene som ligger til grunn for den danske vurderingen av bisfenol A⁴⁷.

4.8.2 Ftalater

Ftalater er en stoffgruppe som består av mange ulike stoffer, som hovedsakelig brukes som mykgjørere i plast (men også i kosmetikk, se kapittel 4.12). Ftalater produseres ikke i Norge, men kommer til Norge via import av produkter. Ftalater kan forekomme i myk PVC plast som brukes i for eksempel gulv- og takbelegg, kabler, syntetisk lær, skosåler, regntøy, leketøy, innpakningsmateriale og medisinsk utstyr. Ftalater finnes også i produkter som tettematerialer (fugemasse, fugeskum), lim, maling og lakk. DEHP forekommer i en rekke produkter og er også funnet i til dels høye prosentandeler i vanlige forbrukerprodukter som for eksempel importerte plastsko⁴⁸. Omsetningsstatistikk for Vest-Europa korrigert for innbyggertall tilsier at det årlig norsk bruk av DEHP tilsvarer om lag 2000 tonn¹. Bruken er vesentlig redusert de siste årene, i likhet med bruken av DBP (dibutylftalat) og BBP (butylbenzylftalat). Dette skyldes at disse stoffene har godt dokumenterte helse- og/eller miljøskadelige egenskaper og at bruk og omsetning har blitt underlagt regulering. I dag er andre ftalater, som DINP (di-isononylftalat) og DIDP (di-isododecylftalat), mest brukt. For eksempel brukes DEHP, BBP og DBP nesten ikke i gulvbelegg som produseres i dag, mens DINP finnes i nesten alle slike gulvbelegg, noen ganger i andeler opp mot 30 prosent¹⁵.

Ftalater i plastprodukter er ikke kjemisk bundet. Dette fører til at stoffene kan lekke ut til omgivelsene fra produkter mens de er i bruk, eller som avfall. Ftalater er påvist i norsk miljø, blant annet i ferskvann, saltvann, avløpsvann, i luft og i organismer som blåskjell og fisk³. Tidligere var DEHP (dietylheksylftalat) den mest brukte ftalat i Europa og stoffet står på norske myndigheters prioritetsliste. Klima- og forurensningsdirektoratet har anslått utslippene av DEHP i 2007 til 120 tonn¹.

For barn vil leker være en betydelig eksponeringsvei for ftalater, mens for den generelle befolkningen er trolig inntak fra mat viktigst. Både barn og voksne eksponeres via inneluft på grunn av avdamping fra ftalatholdige produkter, for eksempel gulvbelegg. I en norsk undersøkelse fra 2007 ble de høyeste ftalatnivåene i inneluft funnet i et barnerom, ved to barneskoler, i en barnehage og i et datarom⁴⁹.

DEHP, BBP og DBP er klassifisert som reproduksjonsskadelige. Helseeffektene observert i forsøksdyr inkluderer skader på reproduksjon, både forplantningsevne og fosterutvikling. I senere år har det vært en økende bekymring for at enkelte ftalater kan være kreftfremkallende og/eller ha hormonforstyrrende effekter. DEHP er ikke spesielt tungt nedbrytbart i organismer og vil metaboliseres, men stoffet gjenfinnes likevel for eksempel i morsmelk. DBP og BBP er klassifisert som miljøskadelige siden stoffene er giftige for akvatiske organismer og hormonforstyrrende³. Det er begrenset kunnskap om nye ftalater som DINP og DIDP. Risikogrupper i forhold til DEHP er antatt å være små barn som eksponeres via barneleker, fostre som eksponeres fra mor (ved medisinsk behandling) og eksponering av for tidlig fødte og nyfødte barn via medisinsk utstyr. Risikovurderingene av ftalater er utført for enkeltstående ftalater. Det er lite kunnskap om mulige skadevirkninger som følge av eksponering for flere ftalater samtidig¹².

Det er innført forbud mot DEHP, DBP og BBP i EØS-området i leketøy og småbarnsprodukter dersom konsentrasjonen av stoffet i delene av produktet som er myknet er over 0,1 vektprosent, samt i kosmetikk. DEHP, BBP og DBP er også foreslått regulert i EUs kjemikalieforordning (REACH). I tillegg er det innført forbud i EØS-området mot leketøy og småbarnsprodukter som barn kan suge eller tygge på og som inneholder DINP, DIDP eller DNOP (di-n-oktylftalat). Avfall med konsentrasjon av DEHP og/eller DBP over 5000 mg/kg eller konsentrasjon av BBP over 2500 mg/kg er klassifisert som farlig avfall. Prøver som er foretatt viser at DEHP er brukt i nesten alt gulvbelegg som nå kasseres og at gulvbelegget må klassifiseres som farlig avfall¹⁵. Byggteknisk forskrift stiller krav til avfallsplan og miljøsanering ved rehabilitering og riving av byggverk.

4.9 Tensider

Utslippene av de prioriterte tensidene DSDMAC, DTDMAC og DHTDMAC i 2007 ble anslått til 1,1 tonn av Klima- og forurensningsdirektoratet. Registrert omsetning i Norge var omkring 1,2 tonn, hovedsakelig knyttet til bruk i vaskemidler. Det er usikkerhet knyttet til import av bilpleieprodukter med innhold av tensider^{1, 3}.

DSDMAC, DTDMAC og DHTDMAC er tungt nedbrytbare i miljøet og giftige for akvatiske organismer og for bunnlevende organismer. Tensider spres til miljøet via kommunalt avløpsvann og akkumuleres i sedimenter og slam i elver, ferskvann og havneområder³.

Lineære alkylbenzensulfonater (LAS) er en gruppe tensider som er giftig for vannlevende organismer og tungt nedbrytbar i anaerobe miljøer. Tensidene spres til miljøet ved bruk av slam. Forekomsten av LAS har vært synkende, men det er vekst i forbruket av flytende vaskemidler med LAS. Det er derfor nødvendig å følge nøye med på utviklingen i forekomst av LAS i tiden fremover og vurdere behovet for tiltak.

Bruk av ovennevnte tensider som tøymyknere i tøyskyllemidler er faset ut blant norske produsenter, blant annet som følge av et vedtak i OSPAR-konvensjonen. EUs vaskemiddelforordning, som trådde i kraft 1. januar 2008, innebærer at det er forbudt å bruke tensider som ikke brytes ned i miljøet. Forordningen er forventet å gi ytterligere utslippsreduksjoner.

4.10 Fosfororganiske flammehemmere

Fosfororganiske flammehemmere produseres ikke i Norge, men importeres både som råstoff og i ferdige produkter. Stoffene brukes som alternativ til bromerte flammehemmere og tilsettes for eksempel tekstiler og plastmaterialer for å hindre antenning. Bruk og utslipp av fosfororganiske flammehemmere i Norge er ikke kjent, men det er anslått at det antakelig brukes mer enn 500 tonn av stoffgruppen i Norge årlig. De to største bruksområdene i Norge er antagelig som flammehemmere i PVC plast og polyuretan. Flammehemmet PVC plast brukes for eksempel til taktekking, presenninger og overbygg. Stoffene benyttes også som mykner i enkelte polymerer og har utbredt anvendelse som tilsetningsstoff i hydraulikkoljer³⁰.

Fysisk slitasje av produkter som skumgummi, tepper, tekstiler og møbler, plastartikler og maling, lim og lakk gjør at fosfororganiske flammehemmere trolig vil være til stede i husstøv^{14, 50}. De høyeste konsentrasjonene i luft er funnet i prøver tatt innendørs. I en undersøkelse fra 2008 var de målte konsentrasjonene av fosfororganiske flammehemmere i innendørs luft flere størrelsesordener høyere enn i utendørs luft¹³. Enkelte yrkesgrupper, for eksempel flyteknikere, vil kunne være utsatt for eksponering i arbeidsmiljøet på grunn av bruk i hydraulikkolje³⁰. Fosfororganiske flammehemmere er videre påvist i avløpsvann og i sigevann fra avfallsplasser³¹. Tilstedeværelse av fosfororganiske flammehemmere i sedimentprøver tatt utenfor anlegg for nedmaling av metallholdig avfall (shredderanlegg) tyder på at restfraksjonen fra fragmenteringen (fluff) kan inneholde slike stoffer.

I nevnte undersøkelse fra 2008 ble flere fosfororganiske flammehemmere funnet i marine sedimenter og ferskvannssedimenter. Den mest vanligste forbindelsen i de fleste prøvene var TCPP (tris-kloroisopropylfosfat). TBP (tributylfosfat) og TCEP (tris-kloroetylfosfat) har blitt påvist i blåskjell i indre Oslofjord¹³. I en undersøkelse fra 2009 ble åtte fosfororganiske flammehemmere, blant annet TBP, TCEP, TCPP og TDCP (tris-dikloroisopropylfosfat), funnet i arktisk røye på Svalbard, mens det i lever fra sjøfugl ble det funnet sju fosfororganiske flammehemmere, deriblant TBP, TCEP og TCPP⁵¹.

På oppdrag fra Miljøgiftsutvalget ble det utført en innledende kartleggingsstudie for fire fosfororganiske forbindelser; TCEP, TDCP, TBP og TCPP. Alle stoffene med unntak av TBP er klassifisert som tungt nedbrytbare. TCEP regnes som kronisk toksisk og er klassifisert som antatt reproduksjonstoksisk. Kronisk eksponering for TCEP, TDCP og TBP er vist å kunne ha nevrotoksiske effekter i dyreforsøk. De undersøkte fosfororganiske flammehemmerne vil ikke biomagnifiseres³⁰.

Det er ikke iverksatt tiltak for å stanse utslipp av fosfororganiske flammehemmere. Det er lite kunnskap om de ulike fosfororganiske forbindelsene som finnes i produkter, samt om eksponering for slike forbindelser i inneluft, arbeidsmiljø og ulike økosystem. Mulige skadevirkninger som følge av eksponering er også lite undersøkt.

4.11 Siloksaner

Siloksaner benyttes i en rekke produkter inkludert kosmetikk, fugemidler og andre byggevarer, maling og lim, vaske- og vedlikeholdsprodukter, skumdempingsmidler og papirbelegging. I kosmetiske produkter som deodoranter kan siloksaner utgjøre opp mot 40–60 %. Siloksaner fremstilles ikke i Norge, men importeres. Totalt ble det registrert årlig import av 535 tonn siloksaner/silikoner i Produktregisteret i 2007, hvorav ca. 350 tonn som tilsetningsstoff til maling, lim og trykksaker⁵².

Dersom det antas at bruksmønsteret er omtrent det samme i Norge som i andre de nordiske landene, kan det anslås en total årlig omsetning på 2 500 til 3 000 tonn i Norge. Hvis dette er korrekt er det altså bare en brøkdel som registreres (se ovenfor). I tillegg kommer en ukjent mengde som importeres i faste bearbeidede produkter. På verdensbasis har bruk av siloksaner og silikoner økt med omkring seks prosent årlig de siste 10 årene. Det forventes en ytterligere økning innen for eksempel kosmetikk, industrimalinger og mikroelektronikk⁵². Siloksaner benyttes også i medisinske produkter i slanger til for eksempel intravenøs behandling, katetre og blodoverføring. Det er ikke funnet informasjon om mengder som benyttes i slike produkter. I Produktregisteret er det registrert en omsetning av D5 på litt over ni tonn i året, herunder i underkant av åtte tonn i rengjørings- og overflateaktive produkter og omkring ett tonn som tilsetningsstoff i brensel. Årlig omsetning av siloksaner i kosmetikk i Norge er anslått til 150–200 tonn og vil i hovedsak omfatte bruk av D5⁵². Kosmetikkprodukter med innhold av D5 tilføres markedet både via import og via norske produsenter.

Utslippene av de ulike siloksanene i Norge er ikke kjent. Siloksaner er påvist i sedimenter, slam, luft og i marine organismer (torsk). De sykliske siloksanene D4, D5 og D6 har vært dominerende. Nivåene er høyest nær tettbygde strøk og utenfor avløpsrenseanlegg¹³. Alle prøver fra Indre Oslofjord hadde målbare nivåer av D4, D5 og D6. De høyeste nivåene i sedimenter fra Indre Oslofjord ble funnet ved utløpet fra avløpsrenseanlegg⁵³. D5 har også blitt funnet i polarmåker ved Bjørnøya⁵⁴. Dette tyder på at forbindelsen kan langtransporteres.

D4 og D5 er lite nedbrytbare i vann, er giftige for akvatiske organismer og har egenskaper som kan føre til bioakkumulering. D4 er klassifisert som reproduksjonsskadelig. D5 er mistenkt for å kunne være kreftfremkallende. D6 er foreløpig mindre undersøkt enn D4 og D5^{3, 55}. I en ny risikovurdering konkluderte kanadiske myndigheter med at D4 og D5 kan ha akutte eller langsiktige skadeeffekter på miljøet. Direkte eksponering, for eksempel via bruk av kosmetikk, ble ikke vurdert⁵⁶.

4.12 Stoffer i kosmetikk

4.12.1 Generelt om stoffer i kosmetikk

Kosmetikk og kroppspleieprodukter brukes til å rense, hindre lukter, parfymere eller for å endre eller bevare utseendet. Kosmetikk omfatter en rekke produktgrupper som sminke, parfyme, såpe, sjampo, tannkrem, solkrem, munnvann, bodylotion, etterbarberingsvann, deodoranter og kuldekremer.

Eksponering for virkestoffer i kosmetikk for mennesker skjer ved opptak gjennom kroppsoverflaten (hud, lepper) eller slimhinnene i munnhulen. Tilstedeværelse av kosmetiske stoffer miljøet kan også gi human eksponering. For eksempel kan vi eksponeres for stoffer i UV-filtre i solkrem når vi bader på strender om sommeren⁵⁷. En rekke stoffer fra kosmetikk er påvist i miljøet, blant annet utenfor avløpsrenseanlegg^{58, 59}. I en undersøkelse fra 2009 ble miljørisiko for åtte stoffer fra kosmetikk vurdert. Cetrimonium og dietylftalat (DEP) ble påvist i sediment, blåskjell og avløpsvann⁶⁰.

Noen stoffer i kosmetikk kan forårsake eksem, utslett, allergi, pigmentendringer, håravfall eller irritasjon av slimhinner⁶¹. Andre stoffer i kosmetikk vil kunne ha hormonforstyrrende virkninger, deriblant parabener. Bruk av antimikrobielle stoffer i kosmetikk er mistenkt for å kunne bidra til utvikling av antibiotikaresistens hos bakterier i miljøet^{62, 63}. Det er begrenset kunnskap om eventuelle miljøeffekter av de fleste kosmetiske stoffer. Sentrale stoffer og stoffgrupper for kosmetikk er muskforbindelser, triklosan og parabener, samt siloksaner (se 4.11) og nanomaterialer (se 4.16).

Kosmetikklovgivningen innebærer at kosmetiske produkter som markedsføres ikke skal utgjøre en risiko for human helse ved normal bruk. Kosmetikkdirektivet inneholder en liste over stoffer som ikke kan inngå i kosmetiske produkter og en liste over stoffer som kun kan inngå i produktene under visse forutsetninger. Direktivet er under revisjon og den kommende forordningen vil samle direktivet og 55 senere endringer av dette i samme rettsakt. Mattilsynet er tilsynsmyndighet for kosmetikkforskriften som implementerer det europeiske kosmetikkdirektivet. Produktforskriften åpner for å regulere stoffer i kosmetikk på bakgrunn av miljøhensyn. Kosmetiske stoffer er også omfattet av EUs kjemikalieforordning (REACH) ved at de skal registreres med opplysninger om risiko for ytre miljø. Registreringen skal imidlertid ikke omfatte helserisikovurderinger, da dette allerede følger av kosmetikkdirektivet. Klima- og forurensningsdirektoratet er tilsynsmyndighet for produktforskriften og REACH forskriften i Norge.

4.12.2 Syntetiske muskforbindelser

Syntetiske muskforbindelser brukes som alternativ til naturlige muskstoffer i kosmetikk og vaskemidler fordi de lukter godt. Det er indikasjoner på at nitromuskforbindelser, som muskxylen og muskketon, kan ha mer alvorlige miljøeffekter enn polysykliske muskforbindelser, som galaxolid og tonalid³. Forbruket av muskxylen i produkter er anslått til 0,4 tonn i året¹. Det globale forbruket av muskxylen og andre nitromuskforbindelser sank med 60 prosent fra 1996 til 2000. I samme periode ble bruken av polysykliske muskforbindelser doblet⁶⁴. Det er lite informasjon om bruk av muskxylen etter 2000, men det kan se ut som om bruken er redusert de siste årene⁶⁵.

Utslippene av muskxylen ble i 2007 anslått til 0,3 tonn. Utslippene skjer i hovedsak via kommunale avløp. I en nordisk undersøkelse fra 2004 ble de høyeste konsentrasjonene av polysykliske forbindelser funnet i avløpsslam. Galaxolid og tonalid ble funnet i høyest konsentrasjoner. Polysykliske muskforbindelser ble også påvist i enkelte prøver fra rev og blåskjell. Muskxylen og muskketon ble ikke funnet i de norske prøvene og bare unntaksvis i det øvrige nordiske materialet⁶⁶.

Muskxylen er klassifisert som meget giftig for akvatiske organismer. Stoffet er bioakkumulerende, tungt nedbrytbart og kreftfremkallende. Det er tegn til at metabolitter av muskxylen og muskketon kan være hormonforstyrrende. Når det gjelder polysykliske muskforbindelser er galaxolid klassifisert som miljøskadelig (giftig for akvatiske organismer)³. For øvrige polysykliske muskforbindelser finnes lite kunnskap om mulige skadevirkninger på helse og miljø.

Det er innført forbud mot bruk av tre nitromuskforbindelser (ambrette, tibetene, moskene) i kosmetikk. Det er videre innført konsentrasjonsgrenser for muskxylen og muskketon. Muskxylen er også foreslått regulert i EUs kjemikalieforordning (REACH). Det er ikke innført virkemidler mot polysykliske muskforbindelser.

4.12.3 Triklosan

Triklosan brukes som antibakterielt middel i kosmetikk, tekstiler og plastprodukter. Den største utslippskilden antas å være kosmetiske produkter, for eksempel tannpleiemidler og håndsåpe.

Utslipp av triklosan i Norge i 2007 ble anslått til 1,5 tonn¹, men tallene er usikre. Det antas at triklosan i hovedsak tilføres miljøet via kommunalt avløpsvann.

Triklosan er påvist i blant annet sedimenter, i kommunale deponier og i avløpsvann. Stoffet er også funnet i lave konsentrasjoner i blåskjell og torskelever⁶⁷.

Triklosan er tungt nedbrytbart og bioakkumuleres. Kombinasjonen av at stoffet er tungt nedbrytbart og har bakteriedrepende effekt kan føre til utvikling av resistente bakterier.

Vitenskapskomiteen for mattrygghet har konkludert med at bruk av triklosan i kosmetiske produkter innebærer en risiko for folkehelsen fordi bruken medfører risiko for utvikling av resistens overfor klinisk viktige antimikrobielle midler. Komiteen mente også at bruken også burde begrenses med utgangspunkt i økotoksikologisk kunnskap og at dagens regulering i kosmetikkdirektivet ikke er tilstrekkelig streng⁶⁸. Det er fastsatt grenseverdier for bruk av triklosan i kosmetikkdirektivet. For såper og kosmetiske produkter som skylles av etter bruk er triklosan tillatt i konsentrasjoner opp til 0,5 prosent. I andre kosmetiske produkter er triklosan tillatt i konsentrasjoner opp til 0,3 prosent.

4.12.4 Parabener

Parabener brukes som konserveringsmiddel i opptil 80 prosent av alle kosmetikk- og kroppspleieprodukter. Parabener har antimikrobielle egenskaper, er lite allergifremkallende og har relativt lav toksisitet sammenlignet med andre konserveringsmidler. Det mest vannløselige parabenet, metylparaben, blir mest brukt, dernest parabener med etyl-, propyl- eller butylgrupper. Butylparaben har de beste antimikrobielle egenskapene, men blir minst brukt på grunn av lav vannløselighet⁶⁹.

Parabenene er ikke persistente, men potensialet for akkumulering i organismer som lever i vann er høyt (de bioakkumuleres effektivt, men brytes også raskt ned). Parabener tas opp gjennom huden og brytes ned i underhuden, men det mangler kunnskap om halveringstid. Enkelte parabener er østrogenlignenede. Butylparaben, som har den lengste sidekjeden, er det parabenet som har sterkest østrogenlignende effekt.

EUs vitenskapskomité for forbrukerprodukter og den norske vitenskapskomiteen for mattrygghet har konkludert med at metylparaben og etylparaben er trygge å bruke som konserveringsmidler i kosmetikk opp til den konsentrasjonen som er tillatt. For propyl-, isopropyl, butyl- og isobutylparaben foreligger det ikke tilstrekkelig informasjon til å gjøre en tilsvarende vurdering^{70, 71}. Vurderingene tar ikke hensyn til potensialet for eventuelle samvirkende effekter mellom ulike hormonforstyrrende stoffer. EUs kosmetikkdirektiv tillater at ovennevnte parabener anvendes i konsentrasjoner opp til 0,4 prosent hver for seg og 0,8 prosent som blandinger.

4.13 Legemidler

4.13.1 Generelt om legemidler

Legemidler er i utgangspunktet stoffer som har svært høy biologisk aktivitet og som det derfor bør være et mål å forhindre at slippes ut til miljøet i mengder som kan føre til skade. Legemidler vil også under noen omstendigheter kunne være giftige for pasientene, både dyr og mennesker, men dette vil ikke behandles her.

4.13.2 Humane legemidler

Humane legemidler vil slippes ut i naturen ved utskillelse av metabolitter eller det opprinnelige stoffet fra menneskekroppen, utslipp fra industribedrifter, helseinstitusjoner som sykehus og sykehjem, via sigevann fra avfallsdeponier eller ved at legemiddelrester havner i avløpsvann. Human bruk av antibiotika i Norge i 2008 utgjorde 46 tonn og bruken er økende. 90 prosent av all antibiotika til mennesker omsettes utenom sykehus. Dette betyr at utslippskildene er spredt og at avløpsvann vil være en viktig kilde for utslipp til miljøet. I 2008 var over 40 prosent av antibiotikabruken i Norge penicilliner^{30, 72}.

Humane legemidler er påvist i miljøet, særlig utenfor avløpsrenseanlegg^{58, 59}. Nivåene vil være høyest nær tettbefolkede områder.

Humane legemidler skal ha effekter på mennesker ved lave konsentrasjoner. Det er derfor sannsynlig at de samme stoffene også vil kunne ha skadevirkninger på landlevende eller akvatiske organismer ved lave konsentrasjoner. Virkningsmekanismene vil ikke nødvendigvis være de samme som for mennesker. Uønskede effekter i miljøet kan være antibiotikaresistens, kreftfremkallende effekter, reproduksjonsskadelige effekter eller hormonforstyrrende effekter.

Østrogener som østradiol, etinyløstradiol og østriol og deres metabolitter har blitt fremhevet som de humane legemidlene som innebærer størst miljørisiko⁷³. Men også andre aktive stoffer er miljørelevante, for eksempel karbamazepin, naproksen og propranolol⁶⁰. Det er fremdeles store kunnskapshull knyttet til eksponering for legemidler, alene og i blanding, og eventuelle skadevirkninger i naturen. Tilstedeværelse av antibiotika i miljøet vil kunne føre til resistente bakterier, men antibiotikaresistens er trolig fortsatt et begrenset problem i Norge. Eventuelle andre skadevirkninger i miljøet ved kronisk eksponering for lave konsentrasjoner av antibiotika og metabolitter er lite kjent.

Godkjenning av legemidler er regulert gjennom legemiddelforskriften og harmoniserte EØS regler. Statens legemiddelverk godkjenner humane legemidler i Norge. Legemidler som er godkjent på europeisk nivå får automatisk tilgang til markedet i EØS-området. En søknad om godkjenning skal også inneholde vurderinger av legemiddelets potentielle risiko for miljøet, etter retningslinjer fra 2006 utarbeidet av det europeiske byrået for legemiddelvurdering⁷⁴. Resultatet av miljørisikovurderingen er ikke avgjørende for nytte/risiko vurderingen av humane legemidler og vil ikke alene kunne stanse en eventuell markedsføringstillatelse. Ubrukte legemidler og legemiddelrester skal leveres inn for destruksjon. Apotekene har plikt til å ta imot ubrukte legemidler og legemiddelrester fra forbrukere. Apotekene sorterer slikt avfall og sender det tilbake til leverandør, som i sin tur har avtaler med destruksjonsanlegg.

4.13.3 Veterinærlegemidler

Bruk av veterinærlegemidler i akvakulturnæringen gir enten direkte utslipp til resipient eller via utskillelse fra fisk. Eksempler på midler som kan havne i miljøet er antibiotika, vaksinepreparater og lakselusmidler. Bruk av veterinære antibiotika til terapeutisk bruk hos oppdrettsfisk i Norge var omkring ett tonn i 2008. Torskeoppdrett står for 65 prosent av forbruket til tross for at laks- og ørretoppdrett utgjorde ca. åtte ganger så høy fiskeproduksjon i 2008⁷². Omsetningen av kjemiske midler mot lakselus økte fra ca. 0,2 tonn i 2008 til over fem tonn i 2009. Årsaken var at lakselussituasjonen forverret seg alvorlig høsten 2009. Økende resistens førte til at eldre midler som azametifos, diflubenzuron og teflubenzuron, som ikke har vært brukt på flere år, igjen ble tatt i bruk. Det største forbruket av midler til lakselusbekjempelse i 2009 var av teflubenzuron (2,4 tonn), diflubenzuron (1,5 tonn) og azametifos (1,5 tonn)⁷⁵. Av andre akvakulturlegemidler ble det i 2009 brukt ca. 0,03 tonn midler mot innvollsorm, 0,5 tonn midler mot sopp og i overkant av tre tonn bedøvelsesmidler. Det største forbruket av et enkeltstoff var bruken av bedøvelsesmiddelet trikainmesilat (metakain) som utgjorde 2,4 tonn⁷⁵. Bruk av antibiotika i landbruket utgjorde 6 tonn i 2008, hvorav halvparten var penicillinpreparater⁷².

Utslipp og bruk av antibiotika kan medføre resistensutvikling. Kjemiske lakselusmidler som teflubenzuron og diflubenzuron hemmer skallskiftet hos krepsdyr. Bruk av stoffene kan derfor representere en fare for bunndyrfauna og zooplankton utenfor anleggene. For veterinærlegemidler i landbruket er bruk av husdyrgjødsel og avrenning utslippskilder.

Godkjenning av veterinærlegemidler til bruk i akvakultur følger tilnærmet samme prosedyre som for humane legemidler, men for veterinærlegemidler er det anledning til å nekte markedsføringstillatelse på bakgrunn av preparatets miljørisiko. Det har vært eksempler på at høy miljørisiko har gjort at man har satt begrensninger på bruken av enkelte preparater.

Godkjenning av veterinærlegemidler i landbruket følger samme prosedyre som for veterinærlegemidler til bruk i akvakultur. Utvalget er ikke kjent med at bruk av veterinærlegemidler i norsk landbruk utgjør en miljørisiko som gir behov for nye tiltak.

4.14 Plantevernmidler

Plantevernmidler brukes for å bekjempe skadegjørere som sopp, insekter, snegl, midd eller ugress ved planteproduksjon, eller som vekstregulatorer. Omsetningen av plantevernmidler målt i aktivt stoff i 2009 var 581 tonn⁷⁶. Med utgangspunkt i definisjonen i kapittel 2 vil noen plantevernmidler være miljøgifter1. Plantevernmidler spres i naturen ved bruk. Over tid vil derfor omsetning og forbruk av plantevernmidler føre til utslipp av samme volum.

Konsentrasjoner av plantevernmidler i miljøet kan variere fra time til time og det er vanskelig å beskrive nedbrytningshastighet, fordeling og dermed eksponering. De høyeste konsentrasjonene påvises ved nedbør kort tid etter sprøyting⁷⁷. Tabell 4.3 viser antallet påvisninger av plantevernmidler i ferskvann i perioden 1995-2006 som overstiger nivåene som kan medføre akutte og kroniske skadevirkninger i akvatisk miljø, såkalte miljøfarlighetsgrenser. For plantevernmidler som brukes i Norge er det grunn til å tro at eventuelle skadevirkninger først og fremst vil være lokale.

Noen av stoffene som ble påvist er forbudte i Norge eller ikke lenger i bruk, for eksempel DDT, lindan, atrazin, dieldrin, klorfenvinfos, diazinon og permetrin. I slike tilfeller vil funnene trolig skyldes utvasking av rester i jord eller sediment som stammer fra tidligere bruk og/eller langtransport.

For noen plantevernmidler ligger deteksjonsgrensen for kjemisk analyse av stoffene over miljøfarlighetsgrensen2. Dette innebærer at eventuell overvåking ikke vil kunne detektere alle utslipp som kan være miljøskadelige. For eksempel er miljøfarlighetsgrensen for esfenvalerat 0,0001 μg/l mens bestemmelsesgrensen er 0,02 μg/l, det vil si 200 ganger høyere. Andre eksempler er insektmidlene lamdacyhalotrin og fenitrotion⁷⁷. Det at slike stoffer ikke blir detektert i miljøet betyr derfor ikke at bruken av preparatet er problemfritt.

Den generelle kreftrisikoen blant bønder er lavere enn for befolkningen for øvrig. Dette gjelder særlig livsstilsrelaterte kreftformer. Gunstige levevaner, for eksempel lavt forbruk av tobakk, er nevnt som en mulig forklaring på dette. For enkelte, mer sjeldne krefttyper, er det moderat høyere forekomst i landbrukssektoren, også når det gjelder barn av norske bønder. Dette gjelder blant annet leukemi og muligens også hjernesvulst og testikkelkreft. Blant mistenkte årsaker til det særegne kreftmønsteret er risikofaktorer knyttet til foreldrenes arbeidsmiljø, hvor fokus har vært eksponering for organisk støv fra dyr eller vekster, gjødsel og plantevernmidler^{78, 79, 80}.

Pesticiddirektivet regulerer godkjenning av plantevernmidler som markedsføres innen EØS-området. Norge har imidlertid et ikke-tidsavgrenset unntak fra EUs regelverk for markedsføring av plantevernmidler i EØS-avtalen. I Norge blir plantevernmidler godkjent for bruk av Mattilsynet etter en vurdering av hvert enkelt produkt. Et plantevernmiddel blir godkjent for fem år om gangen og preparatet må etter en totalvurdering være bedre egnet, like godt egnet eller ha fordeler fremfor allerede godkjente midler til samme formål. Mattilsynet kan nekte ny godkjenning dersom det finnes alternative preparat på markedet med bedre egenskaper for helse- og/eller miljø. Vanligvis ligger samme dokumentasjon og risikovurdering til grunn for myndighetenes beslutning i Norge og ellers i Europa. Per i dag har Norge et strengere regelverk enn Europa og kan fatte andre vedtak. For å stimulere til valg av preparater med lav risiko er det innført en avgift på plantevernmidler som er differensiert etter preparatenes helse- og miljøegenskaper. For hobbypreparater gjelder betydelig høyere avgift. Det er innført krav til autorisasjonsbevis for brukere av plantevernmidler. Ordningen innebærer at alle som ønsker å forhandle, kjøpe og/eller bruke plantevernmidler i yrkesmessig sammenheng må ha gyldig autorisasjonsbevis. Hobbydyrkere kan ikke få autorisasjon.

4.15 Biocider

4.15.1 Generelt om biocider

Et biocidprodukt inneholder ett eller flere aktive virkestoffer som gjør at produktet kan brukes til å forstyrre, uskadeliggjøre eller på noen annen måte forhindre virkninger av skadeorganismer. Biocider brukes i blant annet akvakultur, skipsfart, landbruk, industri, bygg- og anleggsvirksomhet og husholdninger. I følge Statistisk sentralbyrå er biocidene med størst bruksomfang i Norge kobberforbindelser og kreosot- og antracenforbindelser. Disse stoffene er behandlet i kapittel 4.2.4 (kobber) og 4.3.1 (PAH). Tributyltinn- (TBT) og trifenyltinnforbindelser (TFT) behandles spesielt i kapittel 4.15.2.

Mange biocider har helse- og/eller miljøskadelige egenskaper siden det er nettopp stoffenes giftige egenskaper som gir ønsket effekt.

Biociddirektivet gir harmoniserte regler for godkjenning av biocider og biocidprodukter i EØS-markedet. Regelverket skal forenkle handelen av biocider og biocidprodukter mellom EØS-landene og forbyr biocider der det er en uakseptabel helse- og/eller miljørisiko tilknyttet bruken. Biociddirektivet innebærer at aktive stoffer i biocidprodukter må gjennom en risikovurdering av helse- og miljørisiko knyttet til ulike bruksområder. Stoffer som godkjennes føres opp i vedlegg til direktivet (positivlistene) og er tillatt for bruk i angitte produkttyper og/eller under forutsetning av det iverksettes risikobegrensende tiltak. Dersom et biocidprodukt er godkjent i ett EØS-land kan det godkjennes gjennom en forenklet søknad i øvrige EØS-land. I praksis betyr dette at et biocidprodukt som allerede er godkjent i et EØS-land i utgangspunktet også vil godkjennes i Norge.

4.15.2 Tributyltinn- og trifenyltinn forbindelser (TBT og TFT)

Tributyltinn (TBT) – og trifenyltinnforbindelser (TFT) er fremstilte tinnorganiske forbindelser. De har blitt brukt blant annet som biocid i bunnstoff. Stoffene finnes i importerte faste bearbeidede produkter, som tekstiler og trevarer.

Det er ikke registrert utslipp eller bruk av TBT og TFT i Norge etter 2003, med unntak av utslipp fra tidligere påført bunnstoff og små mengder TBT som er registrert i sigevann fra avfallsdeponier¹.

Som følge av tidligere bruk til bunnstoff på skip er det funnet miljøfarlige TBT-nivåer i grunn og sedimenter nær skipsverft og marinaer/småbåthavner. Sedimenter utenfor enkelte skipsverft er prioriterte områder for opprydning. Det er funnet forhøyde TBT nivåer i sedimenter nær trafikkerte havner og skipsleier^{3, 81}. TBT og TFT er tungt nedbrytbare og vil bioakkumuleres. Forhøyde nivåer av TBT er blant annet funnet i blåskjell og purpursnegl. Både TBT og nedbrytningsproduktet DBT kan føre til dannelse av hannlige kjønnskarakteristika hos hunnsnegler, noe som kan medføre sterilitet og død³. Slike skader har vært funnet langs det meste av norskekysten. Tiltak for å redusere TBT-eksponering, deriblant forbud mot stoffet i bunnstoff, har medført at det nå er bedring i purpursnegl-populasjonene langs store deler av kysten.

Tinnorganiske forbindelser er ikke lenger tillatt til treimpregnering eller til annen biocidanvendelse. Det er vedtatt et internasjonalt forbud mot bruk av TBT som bunnstoff gjennom FNs internasjonale maritime organisasjon (IMO). Klima- og forurensningsdirektoratet har pålagt de mest forurensede verftene langs kysten å undersøke forurensningssituasjonen i sjøbunnen utenfor virksomhetene. Virksomheter som driver vedlikehold av skip har leveringsplikt for farlig avfall, for eksempel sandblåseavfall med TBT holdige malingsflak.

4.16 Produserte nanomaterialer

I det følgende omtales kun produserte nanomaterialer, men det finnes også nanomaterialer/partikler for eksempel i røyk og eksos. Nanomaterialer har strukturer som er mellom 0,1 og 100 nanometer. De kan deles inn i fire hovedkategorier: Partikler, tråder og rør, tynne belegg og filmer, samt større materialer med for eksempel porer i nanostørrelse⁸². Interessen for nanomaterialer skyldes at de har andre kjemiske og fysiske egenskaper enn når tilsvarende materialer inngår i større strukturer. Dette kan gi opphav til uønskede helse- og miljøeffekter⁸²:

• Økt overflateareal, som innebærer at flere atomer er tilgjengelige til å reagere eller samvirke med andre forbindelser.

• Liten størrelse eller ujevnheter i overflateladning kan innebære økt mobilitet, herunder økt evne til å trenge gjennom huden, andre barrierer som cellemembraner eller langt ned i lungene.

• Nanomaterialer kan vise seg særlig stabile, noe som innebærer at de vanskelig kan brytes ned i organismer eller miljøet.

Blant de mest omtalte produserte nanomaterialene er C60-fulleren og karbonnanorør, som blant annet brukes i sportsutstyr, sterke og vanntette klær, bilindustrien, kosmetikk og betong. Karbonnanorør kan lede strøm og benyttes derfor også i elektronikk. Karbonpartikler ned til 10 nm brukes som tilsetningsstoff i gummi (dekk) og som fargestoff i trykkfarger og maling. Partikler av titandioksid og silisiumdioksid brukes i blant annet solkrem og UV-filtre. Titandioksidpartikler brukes også i maling, i produkter til behandling av tre og i selvrensende materialer, for eksempel i vinduer og byggevarer. Silisiumoksid brukes blant annet som fortykningsmiddel i maling, som tilsetning til betong og forsterkning av plast og gummi. Keramiske partikler av titandioksid og sinkoksid brukes også til å forsterke overflater, blant annet i sprekkfri maling, ripefrie briller, i stekepanner og kokekar for å hindre fastbrenning, keramisk belegg på solceller. Nanomaterialer av sølv har antibakteriell virkning og brukes blant annet i en del medisinske produkter, for eksempel plaster, forbindingssaker og kateter, i kjøleskap, vaskemaskiner, luftfilter og i klær som antilukt middel⁸².

I 2007 utførte den danske Miljøstyrelsen en kartlegging av forbrukerprodukter på det danske markedet som inneholdt nanomaterialer. Kartleggingen omfattet ikke pesticider, biocider, legemidler, medisinsk utstyr og produkter tilknyttet matvareindustrien. Det ble totalt funnet 243 produkter med innhold av nanomaterialer (tabell 4.3). Det finnes ingen oversikt over bruk av nanomaterialer i Norge, men den danske kartleggingen gir grunn til å tro at omsetningen foreløpig er forholdsvis beskjeden.

Nanoteknologi er et nytt område når det gjelder helse- og miljøproblematikk. Det er ingen kunnskaper om nivåer av nanomaterialer i norske økosystem. Den økte bruken av materialer og produkter med belegg av nanosølv, for eksempel i sportstøy og vaskemaskiner, fører til at nano-sølvpartikler gjenfinnes i avløpsvann hvor de kan tenkes blant annet å påvirke biologiske renseanlegg.

Det er stor usikkerhet knyttet til nanomaterialers egenskaper og mekanismer bak eventuelle skader på helse og/eller miljø. Produserte nanopartikler har vist seg å kunne forårsake oksidativ stress, noe som kan skade cellemembraner, proteiner og DNA^{82, 84}. Det er antatt at den største helserisikoen knyttet til eksponering for nanomaterialer i dag er knyttet til eksponering for nanomaterialer i arbeidsmiljøet, særlig eksponering via luft. Skadevirkninger er registrert ved eksponering for tilsvarende partikkelstørrelser i byluft og fra partikler i forbrenningsprosesser. Det er derfor sannsynlig at eksponering for nanomaterialer potensielt kan gi skadevirkninger i lunger/luftveier og i hjerte-karsystemet⁸⁵.

Forbrukere vil kunne eksponeres dersom nanomaterialer i produkter stoffene frigis under bruk. Produkter som brukes på, eller nær, kroppen, for eksempel kosmetikk, klær eller produkter der slitasje kan føre til nanomaterialer frigjøres til innemiljøet, vil kunne gi eksponering. Anvendelser i mat og tannpleieprodukter vil medføre eksponering via fordøyelsessystemet. EUs vitenskapskomité for forbrukerprodukter har påpekt stor variasjon i både eksponering og følsomhet innen befolkningen i sin vurdering av nanomaterialer i kosmetikk. Eksempel på særlig følsomme grupper er barn, eldre og personer med kroniske sykdommer og svekkelser i hud, lunger, hjertekar- og immunsystem⁸⁶.

Laboratorieforsøk har vist at noen nanomaterialer er toksiske, men det er liten kunnskap om nanomaterialers mobilitet og opptak i organismer i jord, vann og sedimenter⁸⁷. C60-fulleren er en av de mest undersøkte nanomaterialene med hensyn på økotoksisitet. Det er blant annet påvist at eksponering for lave konsentrasjoner av C60-fulleren kan føre til oksidativ stress og enzymforandringer hos fisk⁸⁸. Tilsvarende resultater er også funnet for nanomaterialer av sølv⁸⁹.

Nanomaterialer omfattes av europeisk kjemikalieregelverk på lik linje med tradisjonelle kjemiske stoffer og produkter. EUs vitenskapskomite SCENIHR (Scientific Committee on Emerging and Newly Identified Health Risks) har konkludert med at hovedlinjene i dagens systemer for risikovurdering knyttet til helseaspekter er egnet til å identifisere eventuelle farer knyttet til eksponering for nanomaterialer. For vurdering av miljøeffekter er det større usikkerhet knyttet til om foreliggende metodikk er egnet. SCENIHR mener det er mangler i den kunnskap som er nødvendig for å foreta en tilfredsstillende risikovurdering for ytre miljø og at det er behov for endringer av dagens metodikk⁹.

OECD har opprettet et arbeidsutvalg som skal se nærmere på ulike forhold knyttet til nanomaterialer, herunder test- og risikovurderingsmetoder. Det pågår også arbeid i regi av EU-kommisjonen når det gjelder vurdering og videreutvikling av testmetoder for vurdering av helse- og miljørisiko ved eksponering for nanomaterialer. Norge deltar i arbeidsgruppene.

Referanser kapittel 4

1. Klima- og forurensningsdirektoratet, 2010. Prioriterte miljøgifter. Status i 2007 og utslippsprognoser. KLIF rapport nr. TA-2571/2010.

2. Klima- og forurensningsdirektoratet: Norske utslipp. Nettside: www.norskeutslipp.no

3. Miljøstatus i Norge: Noen farlige kjemikalier. Nettside: http://www.miljostatus.no/Tema/Kjemikalier/Noen-farlige-kjemikalier/

4. Batteriretur AS: Nettside: http://www.batteriretur.no/?pageid=125&newsitemid=120

5. Andersen, M. et al., 2009. Kartlegging av miljøgifter i eksteriørmaling på bygninger i Midtbyen i Trondheim. Norges Geologiske Undersøkelse. Rapport 2009.078

6. Klima- og forurensningsdirektoratet, 2009. Utslipp av prioriterte miljøgifter i 2006. SFT-rapport nr. TA-2482/2009.

7. EU-kommisjonen, 2009: Regulation implementing Directive 2005/32/EC of the European Parliament and of the Council with regard to ecodesign requirements for non-directional household lamps. Forordning (EF) nr. 244/2009.

8. EU-kommisjonen, 2009: Regulation implementing Directive 2005/32/EC of the European Parliament and of the Council with regard to ecodesign requirements for fluorescent lamps without integrated ballast, for high intensity discharge lamps, and for ballasts and luminaries able to operate such lamps. Forordning (EF) nr. 245/2009.

9. UNEP (the United Nations Environmental Programme), 2008: The Global Atmospheric Mercury Assessment: Sources, Emissions and Transport, UNEP Chemical Branch, Geneve, Sveits.

10. Fjeld, E. et al., 2009. Miljøgifter i ferskvannsfisk 2008, Rapport utført av Norsk institutt for vannforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2544/2009.

11. Oljeindustriens landsforening, 2009. Oljeindustriens Miljørapport 2009.

12. Nasjonalt folkehelseinstitutt, 2008. Miljø og helse- en forskningsbasert kunnskapsbase. Rapport 2009:2 (3. utgave 2008).

13. Green, N. et al., 2008. Screening of selected metals and new organic contaminants 2007. Rapport utført av Norsk institutt for vannforskning, Norsk institutt for luftforskning og Svenska miljöinstitutet for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2367-2008.

14. Herzke, D. et al., 2007. A literature survey on selected chemical substances. Rapport utført av Norsk institutt for luftforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2238/2007.

15. Wormstrand, E. et al., 2009. Videreutvikling av produsentansvaret. Rapport utført av Norsas AS for Miljøgiftsutvalget. Desember 2009.

16. Fridén, U. et al., 2010. Human exposure to chlorinated paraffins via indoor air and dust. Rapport utført ved Universitetet i Stockholm, mars 2010.

17. Wærner, E. et al., 2010. Lavkontaminert avfall – Fraksjoner som kan føre til utlekking av miljøgifter. Rapport utført av Hjellnes Consult AS for Miljøgiftsutvalget. Februar 2010.

18. Klima- og forurensningsdirektoratet, 2009. Handlingsplan for reduserte utslipp av PCB i 2009–2012. Handlingsplan oversendt Miljøverndepartementet 9. juli 2009

19. Bergsdal, H., 2009. Dynamic modeling and analysis of stocks and flows in building systems. PhD. Norges tekniske og naturvitenskaplige universitet (NTNU): 2009:257. ISBN 978-82-471-1929-7

20. Jensen, A. et al., 2009. Forundersøgelse: Forekomst af PCB i en- og tofamiliehuse. Rapport utført for Erhvervs- og Byggestyrelsen, Miljøstyrelsen og Arbejdstilsynet. EBST saksnr. 09/02028.

21. Ruteretur AS, 2009. Årsrapport 2008.

22. Klima- og forurensningsdirektoratet, 2009. Handlingsplan for reduksjon av utslipp av bromerte flammehemmere. Oppdatert handlingsplan. November 2009

23. Schlabach, M. et al., 2002. Kartlegging av bromerte flammehemmere og klorerte parafiner. Rapport utført av Norsk institutt for luftforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-1924/2002

24. Økland, T. og Skoog, K., 2008. Polybrominated diphenyl ethers and Perfluorinated compounds in the Norwegian environment. Rapport utført av Bergfald og Co AS for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT-rapport nr. TA-2450/2008

25. Odland. J. Ø. og Sandanger, T., 2007. Bromerte flammehemmere i blod fra gravide kvinner i Bodø. Rapport utført av Universitetet i Tromsø og Norsk institutt for luftforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2303/2007.

26. Sagerup, K. et al., 2010. New brominated flame retardants in Arctic biota. Rapport utført av Norsk Polarinstitutt, Norsk institutt for luftforskning og Akvaplan-NIVA for Klima- og forurensningsdirektoratet. KLIF rapport nr. TA-2630-2010.

27. Møskeland, T. et al., 2010. Environmental screening of selected «new» brominated flame retardants and polyfluorinated compounds 2009. Rapport utført av Det Norske Veritas, Norsk geoteknisk institutt, Universitetet i Umeå, Universitetet i Örebro og Molab AS for Klima- og forurensningsdirektoratet. KLIF rapport nr. TA-2625/2010.

28. Harju, M. et al., 2009. Current state of knowledge and monitoring requirements – Emerging «new» brominated flame retardants in flame retarded products and the environment. Rapport utført av Norsk institutt for luftforskning, Swerea IVF og Wania Environmental Chemist Corp for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2462/2009.

29. Klima- og forurensningsdirektoratet, 2008. Revidert handlingsplan – SFTs arbeid med perfluorerte forbindelser 2008–2009. SFT rapport nr. TA-2395/2008.

30. Skoog, K. et al., 2010. Nye miljøgifter – Litteraturstudie april 2010. Rapport utført av Bergfald & Co AS på oppdrag fra Miljøgiftsutvalget. April 2010.

31. Eggen, T. og Möder, M., 2009. Bestemmelse av utvalgte tradisjonelle og nye organiske miljøproblemstoffer i sigevann fra ISI avfallsfylling og i innløpsvann til VEAS. Bioforsk rapport nr. 87 (Vol 4).

32. Kallenborn, R. et al., 2004. Perfluorinated alkylated substances (PFAS) in the Nordic environment. TeamNord rapport 2004:552. Rapport utført for Nordisk Råd.

33. Posner, S. et al., 2007. PFOA in Norway. Rapport utført av IPF Research for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2354/2007.

34. Amundsen, C. et al., 2008. Screening of polyfluorinated organic compounds at four fire training facilities in Norway. Rapport utført av Bioforsk Jord og miljø AS for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2444/2008.

35. Källqvist, T., 2006. Litteraturstudie – Miljørisiko ved perfluorerte alkylstoffer. Rapport utført av Norsk institutt for vannforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2267/2007.

36. Herzke, D. og Berger, U., 2006. Kartlegging av perfluoralkylstoffer (PFAS) i utvalgte tekstiler. Rapport utført av Norsk institutt for luftforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2173/2006.

37. Polder, A. et al., 2009. Screening of halogenated organic compounds (HOCs) in wild living terrestrial mammals in Svalbard, Norway and Northern Sweden. Rapport utført av Norges veterinærhøyskole, Veterinærinstituttet, Norsk Polarinstitutt, Høyskolen i Hedmark og Universitetet i Tromsø for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2572/2009.

38. Klima- og forurensningsdirektoratet, 2007. Miljøgifter i produkter – Data for 2005. SFT rapport nr. TA-2296/2007.

39. Høk, F. et al., 2007. Handdukar med ett smutsigt förflutet. Rapport fra Naturskyddsföreningen.

40. Prevodnik, A., 2008. T-tröjor med ett smutsigt förflutet. Rapport fra Naturskyddsföreningen.

41. Meier, S. 2007. Effects of alkylphenols (C4-C7) on the reproductive system of Atlantic cod (Gadhus morhua). PhD. Universitetet i Bergen.

42. Scott, A.P. et al., 2006. Assessment of oestrogen exposure in cod (Gadus morhua) and saithe (Pollachius virens) in relation to their proximity to an oilfield, I: Hylland, K., Lang, T., Vethaak, A.D. (Red.). Biological effects of contaminants in marine pelagic ecosystems, s. 329-339.

43. Fjeld, E. et al., 2004. Kartlegging av utvalgte nye organiske miljøgifter – bromerte flammehemmere, klorerte parafiner, bisfenol A og triclosan. Rapport utført av Norsk institutt for vannforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet og Mattilsynet. SFT rapport nr. TA- 2006/2004

44. Michelsen, V., 2007. Organic leachables from resinbased dental restorative materials. PhD. Universitetet i Bergen og Universitetet i Tromsø, 2007.

45. Oehlmann, J. et al., 2009. A critical analysis of the biological impacts of plasticizers on wildlife. Philosophical Transactions B. 27 July 2009 Vol. 346 No. 1526. 2047-2062. Theme Issue «Plastics, the environment and human health».

46. Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri, 2010. Nettside: http://www.fvm.dk/Default.aspx?ID=18486&PID=169609&NewsID=6011&Action=1

47. European Food Safety Authority, 2010. Bisphenol A. Nettside: http://www.efsa.europa.eu/en/ceftopics/topic/bisphenol.htm

48. Høk, F., 2009. Kemikalier in på bara skinnet. Plastskor från hela världen. Rapport utført av den svenske Naturskyddsföreningen.

49. Rakkestad, K. et al., 2007. Phthalate levels in Norwegian indoor air related to particle size fraction. Journal of Environmental Monitoring. Publisert på nett 7. september 2007.

50. Stapleton, H. et al., 2009. Detection of Organophosphate Flame Retardants in Furniture Foam and U.S. House Dust, Environ. Sci. Technol., 2009, 43 (19).

51. Evenset, A., 2009. Screening of new contaminants in samples from the Norwegian Arctic, Rapport utført av Akvaplan-Niva, Norsk institutt for luftforskning og Norsk Polarinstitutt for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2510/2009.

52. Huse, A. og Aas-Aune, S., 2009. Kartlegging av siloksaner – Kartlegging av bruk i Norge i 2008. Rapport utført av Cowi AS for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2557/2009.

53. Schlabach, M. et al., 2007. Siloxanes in the Environment in the Inner Oslofjord. Rapport utført av Norsk institutt for luftforskning for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2269/2007.

54. Knudsen, L. et al., 2007. Halogenated organic contaminants and mercury in dead and dying seabirds on Bjørnøya (Svalbard). Rapport utført av Norsk Polarinstitutt, Norges veterinærhøyskole, Veterinærinstituttet, Norsk Institutt for Luftforskning og Universitetet i Tromsø for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport TA-2222/2007.

55. Kaj, L. et al., 2005. Siloxanes in the Nordic Environment. TemaNord rapport nr. 2005:593. Rapport utført for Nordisk råd i 2005.

56. Environment Canada og Health Canada, 2009. Proposed Risk Management Approach for D4 and D5. Nettside: http://www.ec.gc.ca/substances/ese/eng/challenge/batch2/batch2_556-67-2_rm.cfm

57. Langford. K. H. og Thomas. K., 2008. Inputs of chemicals from recreational activities into the Norwegian coastal zone. J. Environ. Monit. 10: 894–898

58. Møskeland, T. et al., 2006. Kartlegging av utvalgte forbindelser i legemidler og kosmetikk. Rapport utført av Det Norske Veritas for Klima- og forurensningsdirektoratet SFT nr. rapport TA-2156/2006.

59. Schlabach, M. et al., 2007. Human and veterinary pharmaceuticals, narcotics, and personal care products in the environment. Rapport utført av Norsk institutt for luftforskning, Norsk institutt for vannforskning og Svenska Miljöinstitutet for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2325/2007.

60. Schlabach, M. et al., 2009. Human and hospital-use pharmaceuticals, aquaculture medicines and personal care products. Environmental screening of selected organic compounds. Rapport utført av Norsk institutt for luftforskning, Norsk institutt for vannforskning og Svenska Miljöinstitutet for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-1046/2009.

61. Nasjonalt folkehelseinstitutt, 2008. Register for bivirkninger ved bruk av kosmetiske produkter. Nettside: http://www.fhi.no/eway/default.aspx?pid=233&trg=MainArea_5661&MainArea_5661=5631:0:15,4510:1:0:0:::0:0&MainLeft_5565=5544:64326::1:5689:1:::0:0

62. Vitenskapskomiteen for Mattrygghet, 2009. Quaternary ammonium compounds in cosmetic products. VKM rapport 08-109.

63. Vitenskapskomiteen for Mattrygghet, 2010. Chlorhexidine compounds in cosmetic products. VKM rapport 09-106.

64. Peck, A. og Hornbuckle, K., 2006. Environmental sources, occurrence, and effects of synthetic musk fragrances. Journal of Environmental Monitoring, 2006, 8, 874-879

65. Dahl, F. og Husabø, G., 2008. Muskxylen og muskketon i produkter. Rapport utført av Deloitte AS for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2374/2008.

66. Mogensen, B. et al., 2004. Musk Compounds in the Nordic environment. Team Nord rapport 2004:503. Rapport utført for Nordisk råd.

67. Klima- og forurensningsdirektoratet, 2007. Konsekvensvurderinger av forslag til forbud mot miljøgifter i forbrukerprodukter. Vedlegg til høringsbrev av 31. mai 2007 vedrørende forslag til forbud mot visse miljøgifter i forbrukerprodukter.

68. Vitenskapskomiteen for Mattrygghet, 2005. Risk assessment on the use of triclosan in cosmetics, VKM rapport 04/406-18.

69. Mattilsynet, 2006. Ny risikovurdering av parabener i kosmetikk. Nettside: http://www.mattilsynet.no/aktuelt/nyhetsarkiv/kosmetikk/ny_risikovurdering_av_parabener_i_kosmetikk_36980

70. Vitenskapskomiteen for Mattrygghet, 2006. Risk assessment of parabens in cosmetics. VKM rapport 04/408-24.

71. Scientific Committee on Consumer Products (SCCP) 2008. Opinion on Parabens, juni 2008

72. NORM/NORM-VET, 2008. Usage of Antimicrobial Agents and Occurrence of Antimicrobial Resistance in Norway. Tromsø / Oslo 2009. ISSN: 1502-2307.

73. Woldegiorgis, A. et al., 2009. Retrospective environmental risk assessment of human pharmaceuticals in the Nordic countries 1997-2007. TemaNord rapport 2009:587. Rapport utført for Nordisk råd.

74. European Medicines Agency, 2006. Guideline on the environmental risk assessment of medicinal products for human use. Committee for medicinal products for human use (CHMP).

75. Nasjonalt folkehelseinstitutt, 2010. Økt forbruk av midler mot lakselus i norsk fiskeoppdrett i fjor. Nettside: http://www.fhi.no/eway/default.aspx?pid=233&trg=MainLeft_5565&MainArea_5661=5565:0:15,2675:1:0:0:::0:0&MainLeft_5565=5544:83066::1:5569:1:::0:0

76. Mattilsynet, 2010. Omsetningsstatistikk for plantevernmidler 2005-2009. Mattilsynet, Seksjon nasjonale godkjenninger. Februar 2010.

77. Ludvigsen. G. og Lode. O., 2008. Oversikt over påviste pesticider i perioden 1995-2006. Rapport utført av Bioforsk for Statens landbruksforvaltning. Bioforsk rapport Vol 3 nr. 14 2008.

78. Kristensen, P. et al., 1994. Hva særpreger kreftforekomst i landbrukssektoren – en litteraturoversikt. Norwegian Journal of Epidemiology 1994; 4: 74–78.

79. Kristensen, P. et al., 1996 a. Cancer in offspring to parents engaged in agricultural activities in Norway: incidence and risk factors in the farm environment. Int J Cancer 1996; 65: 39–50.

80. Kristensen, P. et al., 1996 b. Incidence and risk factors of cancer among men and women in Norwegian agriculture. Scand. J. Work Environ Health 1996; 22: 14–26.

81. Møskeland, T. og Nøland, S., 2004. Forurensningssituasjonen i småbåthavner. Status, økologisk risiko, spredningsvurdering og tiltaksbehov. Rapport utført av Det Norske Veritas for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2071/2004.

82. Teknologirådet, 2008. Nanomaterialer, risiko og regulering, Rapport nr. 2/2008.

83. Miljøstyrelsen, 2007. Kortlægning af produkter der indeholder nanomaterialer eller er baseret på nanoteknologi. Rapport nr. 81 2007.

84. Folkmann,J. et al., 2009. Oxidatively Damaged DNA in Rats Exposed by Oral Gavage to C₆₀ Fullerenes and Single-Walled Carbon Nanotubes. Environ. Hlth. Perspect. 117: 703-708.

85. Johnsen, H. et al., 2010. Miljøgifter og nanomaterialer i arbeidsmiljøet. Rapport utført av Statens arbeidsmiljøinstitutt for Miljøgiftsutvalget. Mars 2010.

86. Scientific Committee on Consumer Products (SCCP), 2007. Opinion on safety of nanomaterials in cosmetic products. SCCP rapport 1147/07. 18. desember 2007.

87. Joner, E. et al., 2007. Environmental fate and ecotoxicity of engineered nanoparticles. Rapport utført av Bioforsk for Klima- og forurensningsdirektoratet. SFT rapport nr. TA-2304/2007.

88. Oberdörster, E., 2004. Manufactured Nanomaterials (Fullerenes, C60) Induce Oxidative Stress in the Brain of Juvenile Largemouth Bass. Environ Health Perspect 112:1058–1062 (2004).

89. Farkas, J. et al., 2010. Effects of silver and gold nanoparticles on rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) hepatocytes. Aquatic Toxicology, 96: 44-52.